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RICARDO CAMARA WERLANG
ATIVIDADE DO SULFENTRAZONE EM SOLOS SOB PLANTIO DIRETO E
CONVENCIONAL
Tese apresentada à Universidade
Federal de Viçosa, como parte das exi-
gências do Programa de Pós-Graduação
em Fitotecnia, para obtenção do título
de Doctor Scientiae.
VIÇOSA
MINAS GERAIS – BRASIL
2005
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Ficha catalográfica preparada pela Seção de Catalogação e
Classificação da Biblioteca Central da UFV
T
Werlang, Ricardo Camara, 1977-
W489a Atividade do sulfentrazone em solos sob plantio direto
2005 e convencional / Ricardo Camara Werlang. – Viçosa :
UFV, 2005.
x, 100f. : il. ; 29cm.
Inclui apêndice.
Orientador: Antonio Alberto da Silva.
Tese (doutorado) - Universidade Federal de Viçosa.
Inclui bibliografia.
1. Herbicidas. 2. Solos - Movimento de herbicidas.
3. Solos - Lixiviação. 4. Solos - Absorção. 5. Solos -
Poluição. 6. Palha - Utilização na agricultura.
I. Universidade Federal de Viçosa. II.Título.
CDD 22.ed. 632.954
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AGRADECIMENTO
A DEUS, pela vida, saúde, força, seu amor e por ter me abençoado, ajudando a
superar mais uma etapa da vida.
Aos meus pais Lauro Antônio Werlang e Marli Camara Werlang e aos meus
irmãos Rodrigo Camara Werlang e Raquel Camara Werlang, pelo apoio, pela
compreensão e pelo carinho.
À Andreia Barcelos Passos Lima, pelo amor, pela compreensão, pela paciência e
pelo apoio constante.
À Universidade Federal de Viçosa e ao Departamento de Fitotecnia, pela
oportunidade de realização do Curso de Pós-Graduação.
Ao CNPq, pelo apoio financeiro, possibilitando a realização deste trabalho.
Ao professor Antônio Alberto da Silva, pela amizade, pela orientação, pelo
exemplo de dedicação na atividade acadêmica, pela ética e pela compreensão. Ao
professor Lino Roberto Ferreira, pela amizade, pela orientação, pelo exemplo e pela
ética.
Aos professores Francisco Affonso Ferreira, Paulo Roberto Cecon e Tocio
Sediyama, pela atenção e pelas sugestões sempre oportunas.
Ao professor Joaquim Antônio de Carvalho, pela formação e fonte de inspiração.
Aos professores Antônio Augusto Neves, Maria Eliana L. R. de Queiroz e
Antônio Jacinto Demuner, pela orientação e pelas sugestões que me ajudaram a
desenvolver este trabalho.
ii
Aos funcionários dos Departamentos de Fitotecnia e Solos: Luís Henrique,
Domingos, Cláudio e Gino; e aos estudantes: Marcelo, José Luis, Tadeu e Pedro, pelo
companheirismo, pela amizade e pela disponibilidade.
Aos professores do Curso de Pós-Graduação em Fitotecnia – Produção Vegetal.
Aos colegas da Pós-Graduação, em especial do Laboratório de Plantas Daninhas,
pela convivência.
iii
BIOGRAFIA
RICARDO CAMARA WERLANG, filho de Lauro Antônio Werlang e Marli
Camara Werlang, nasceu em 6 de junho de 1977, em Alto Araguaia, MT.
Em 1995, iniciou o curso de graduação em Agronomia na Universidade Federal
de Uberlândia, MG, concluindo-o em julho de 2000.
Em agosto de 2000, ingressou no Programa de Pós-Graduação, em nível de
Mestrado, em Fitotecnia na Universidade Federal de Viçosa, em Viçosa, MG,
concluindo-o em julho de 2002. Em agosto de 2002, ingressou no nível de Doutorado
do mesmo programa de Pós-Graduação na Universidade Federal de Viçosa, em Viçosa,
MG, submetendo-se à defesa de tese em agosto de 2005.
Em agosto de 2004 assumiu a coordenação de pesquisa e desenvolvimento da
FMC Química do Brasil, nos Estados do Mato Grosso e Mato Grosso do Sul.
iv
ÍNDICE
Página
RESUMO ............................................................................................................. vii
ABSTRACT......................................................................................................... ix
INTRODUÇÃO................................................................................................... 1
LITERATURA CITADA ................................................................................... 6
1. SORÇÃO DO SULFENTRAZONE EM CONSTITUINTES DA
FRAÇÃO ARGILA DO SOLO ..................................................................... 11
RESUMO.......................................................................................................... 11
ABSTRACT ..................................................................................................... 12
INTRODUÇÃO................................................................................................ 13
MATERIAL E MÉTODOS............................................................................. 14
RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................... 18
CONCLUSÕES ................................................................................................ 25
LITERATURA CITADA................................................................................. 26
2. SORÇÃO E POTENCIAL DE LIXIVIAÇÃO DO SULFENTRAZONE
EM SOLOS DO BRASIL............................................................................... 29
RESUMO.......................................................................................................... 29
ABSTRACT ..................................................................................................... 30
INTRODUÇÃO................................................................................................ 30
MATERIAL E MÉTODOS............................................................................. 33
RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................... 39
CONCLUSÕES ................................................................................................ 50
LITERATURA CITADA................................................................................. 51
v
Página
3. EFEITOS DA COBERTURA MORTA DO SOLO NA LIXIVIAÇÃO
DO SULFENTRAZONE EM DIFERENTES SOLOS................................ 54
RESUMO.......................................................................................................... 54
ABSTRACT ..................................................................................................... 55
INTRODUÇÃO................................................................................................ 56
MATERIAL E MÉTODOS.............................................................................. 58
RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................... 63
CONCLUSÕES ................................................................................................ 72
LITERATURA CITADA................................................................................. 72
APÊNDICE A................................................................................................... 75
4. PERSISTÊNCIA DO SULFENTRAZONE EM SOLO SUBMETIDO A
DIFERENTES SISTEMAS DE MANEJO................................................... 82
RESUMO.......................................................................................................... 82
ABSTRACT ..................................................................................................... 83
INTRODUÇÃO................................................................................................ 83
MATERIAL E MÉTODOS.............................................................................. 86
RESULTADOS E DISCUSSÃO...................................................................... 91
CONCLUSÕES ................................................................................................ 95
LITERATURA CITADA................................................................................. 96
RESUMO E CONCLUSÕES............................................................................. 99
vi
RESUMO
WERLANG, Ricardo Camara, D.S., Universidade Federal de Viçosa, agosto de 2005.
Atividade do sulfentrazone em solos sob plantio direto e convencional.
Orientador: Antônio Alberto da Silva. Conselheiros: Lino Roberto Ferreira e Paulo
Roberto Cecon.
Foram avaliados neste trabalho, em quatro experimentos: a sorção do
sulfentrazone em constituintes da fração argila de solo; a sorção e o potencial de
lixiviação do sulfentrazone em solos brasileiros; o efeito da cobertura morta do solo na
lixiviação de sulfentrazone em diferentes solos; e a persistência do sulfentrazone em
solos com diferentes sistemas de manejo, visando entender o destino desse herbicida no
ambiente. Concluiu-se que, dos principais constituintes da CTC de solos tropicais
estudados neste trabalho, a caulinita (argila silicatada de baixa atividade), a ferridrita
(óxido de ferro amorfo) e a goethita (óxido de ferro cristalino) são os que menos
contribuem na sorção do sulfentrazone, e os ácidos húmicos (constituinte da matéria
orgânica), hematita (óxido de ferro cristalino) e bauxita (óxidos de alumínio) são os
principais responsáveis pela sorção deste herbicida. Constatou-se também que o
sulfentrazone pode ser considerado lixiviador, intermediário ou não-lixiviador,
dependendo do solo considerado. Esse herbicida apresentou potencial de lixiviação
diferenciado entre os solos estudados, sendo a escala de predisposição à lixiviação a
seguinte: Argissolo - Viçosa (ARG) > Latossolo Roxo – Capinópolis (LR-CP) >
Latossolo Vermelho-Amarelo – João Pinheiro (LVA) > LR – Sete Lagoas (LR-SL).
vii
Quanto à persistência no solo, verificou-se que ela é afetada pelo seu sistema de manejo,
sendo maior naquele submetido ao sistema de plantio convencional, quando comparado
com o sistema de plantio direto. Em análise globalizada dos quatro experimentos,
concluiu-se que a eficiência do sulfentrazone no controle de plantas daninhas, bem
como seu impacto ambiental, depende das características físico-químicas dos solos, do
teor de matéria orgânica e do sistema de manejo adotado.
viii
ABSTRACT
WERLANG, Ricardo Camara, D.S., Universidade Federal de Viçosa, August 2002.
Sulfetrazone activity in soils under direct and conventional cultivation systems.
Adviser: Antonio Alberto da Silva. Commitee Members: Lino Roberto Ferreira and
Paulo Roberto Cecon.
Four experiments have been evaluated in this work: 1- Sulfetrazone sorption in
the constituents of the clay fraction of the soil; 2- Sorption and leaching potential of
Sulfetrazone in Brazilian soils; 3- Effect of mulching on the process of Sulfetrazone
leaching in different soils and; 4-Sulfetrazone persistence in soils, under different soil
management systems, Sulfetrazone behaviour in the soil aiming to the understanding of
its destine in the environment. It has been concluded that among the main constituents
of CTC of tropical soils studied in this work, kaolinite (silicate clay of low density),
ferridrite (amorph iron oxide) and goethite (crystalline iron oxide) are the ones which
less contribute to the sorption of Sulfetrazone and the humic acids (organic matter
constituent), hematite (crystalline iron oxide) and bauxite (aluminun oxides) are the
mainly responsible for the sorption of this herbicide .It has also been concluded the
Sulfetrazone may be considered leacheable, intermediary or non- leacheable, depending
on the soil considered. This herbicide presented differentiated leaching potential
among the studied soils, being the predisposing leaching scale as following: Loamy soil
– Viçosa (ARG) > Purple oxisol- Capinópolis (LR-CP) > Oxisol-João Pinheiro (LVA) >
Purple oxisol – Sete Lagoas (LR-SL). As to soil persistence, it has been verified that it
ix
is affected by the soil management system, being greater in soils submitted to the
conventional cultivation system than to the non-tillage system. The overall analysis of
the four experiments has shown that the Sulfetrazone efficiency in controlling weeds as
well as environment impact depend on the physical-chemical characteristics of the soils,
organic matter contents and also on the adopted management system.
x
INTRODUÇÃO
Nos anos recentes, vem aumentando a preocupação com a contaminação do
ambiente e a utilização racional da água e do solo. As práticas agrícolas são
responsáveis por grande parte dessa degradação (GOELLNER, 1993; LAL, 1999);
atividades como fertilizações e controle de pragas, plantas daninhas e doenças têm
contribuído acentuadamente para a redução da qualidade dos mananciais hídricos. Os
herbicidas são ainda o tipo de pesticida mais detectado fora dos sistemas para os quais
são destinados (THURMAN et al., 1992; RICHARDS; BAKER 1993; KOLPING et al.,
1996; GOOLSBY et al., 1997; POMES et al., 1998; BATTAGLIN et al., 2001;
FILIZOLA et al., 2002).
Dentre os agroquímicos utilizados na agricultura no Brasil, os herbicidas são os
responsáveis pelo maior volume de comercialização. Assim, o elevado aporte desses
xenobióticos no ambiente reflete sua importância quanto ao potencial de contaminação
do solo, subsolo e aqüífero.
O destino dos herbicidas, tanto aplicados em pós-emergência como em pré-
emergência, é o solo; o processo de redistribuição desses compostos no ambiente é
dinâmico e depende das propriedades do herbicida, das condições climáticas, da
vegetação e cobertura do solo, das condições físico-químicas do solo e do manejo da
área (CLAY, 1993).
Como as moléculas dos herbicidas normalmente movem-se a partir da superfície
do solo em solução, a compreensão dos fatores que regulam as complexas interações de
retenção é essencial para entender o comportamento dessas substâncias no ambiente.
1
A sorção é o processo mais importante que influencia o destino de pesticidas
em condições de campo, uma vez que afeta sua biodisponibilidade, persistência
e retarda seu movimento no perfil do solo. A intensidade da sorção varia com
diversas propriedades do solo, como a qualidade do material orgânico nele presente
(ALBUQUERQUE et al., 1999; CHOROVER et al., 1999; PRATA et al., 2000;
REGINATO et al., 2001), os minerais predominantes na constituição da fração argila do
solo (BORGGAARD; STREIBIG, 1988; COX et al., 1998; PROCÓPIO et al., 2001;
LEONE et al., 2002), os cátions saturando o complexo de troca (LOUX et al., 1989;
PUSINO et al., 1992; GREY et al., 2000; LIU et al., 2002) e o pH do solo (RENNER
et al., 1988; GREY et al., 1997; OLIVEIRA Jr., 1998; MORRICA et al., 2000).
O potencial de contaminação do lençol freático por um composto orgânico, tal
como um herbicida, depende de sua mobilidade. Avaliações da mobilidade de um
pesticida podem envolver aproximações diretas ou indiretas. A avaliação direta envolve
a aplicação desses compostos no campo ou em colunas de solo, a coleta de amostras no
perfil do solo e a análise destas para detecção e quantificação. As estimativas indiretas
baseiam-se na medida de um parâmetro indicador, que é usado no cálculo de índices
para o ranqueamento relativo da mobilidade. O coeficiente de partição (Kd) e o
coeficiente de partição normalizado para o teor de carbono orgânico do solo (Koc),
isoladamente ou em conjunto com a meia-vida do composto, têm sido os coeficientes
mais usados para esse fim (INOUE et al., 2003). Segundo Oliveira (2001), para ser
lixiviado, o herbicida deve estar na solução do solo ou adsorvido a pequenas partículas,
como argilas, ácidos fúlvicos e húmicos de baixo peso molecular, aminoácidos,
peptídeos e açúcares, entre outros.
A lixiviação excessiva contribui, em muitos casos, para que o herbicida atinja e
contamine o lençol freático. Nos Estados Unidos, atrazine e alachlor estão entre os
agroquímicos mais freqüentemente detectados em amostras de água do subsolo
(KOLPING et al., 1996; GOOLSBY et al., 1997; BATTAGLIN et al., 2001).
Quanto aos herbicidas do grupo das sulfoniluréias, sulfonamidas e imidazolinonas
desenvolvidos recentemente e utilizados normalmente em doses muito baixas (cerca de
cinqüenta vezes menores do que a dose normalmente utilizada com os herbicidas “mais
antigos”), seu potencial de contaminação do ambiente é relativamente menor; contudo,
outras características desses agroquímicos, como solubilidade, Kd, Koc e pKa, são
fundamentais na interação destes com o ambiente. Battaglin et al. (2001), estudando a
presença de pesticidas em amostras de água superficial e subsuperficial, observaram
2
que, dos herbicidas do grupo das sulfoniluréias, sulfonamidas e imidazolinonas, o
imazethapyr foi detectado com maior freqüência (69% das amostras), seguido por
flumetsulam (65%) e nicosulfuron (53%).
Na soja, a introdução de culturas com tolerância ao glyphosate (DELANNAY
et al., 1995) possibilitou novas opções de controle de plantas daninhas em pós-
emergência. O glyphosate, por exercer controle de grande número de plantas daninhas
mono e dicotiledôneas, perenes e anuais, sendo ambientalmente pouco agressivo, é o
herbicida mais conhecido no mundo (MALIK et al., 1989). Ele pertence ao grupo dos
inibidores da síntese de aminoácidos, contém o N-(phosphonomethyl) glycina como
ingrediente ativo, é sistêmico, não-seletivo e seu mecanismo de ação baseia-se na
interrupção da rota do ácido chiquímico (HESS, 1994).
O uso repetitivo de um mesmo herbicida ou de diferentes herbicidas com o
mesmo mecanismo de ação em uma área favorece a seleção de espécies de plantas
daninhas resistentes a esses produtos (CHRISTOFFOLETI et al., 1994). Mesmo sendo
classificado como um herbicida de ação total, diversas plantas daninhas são relatadas
como tolerantes a glyphosate (KAPUSTA et al., 1994; JORDAN et al., 1997).
Uma das estratégias de controle das espécies tolerantes ao glyphosate é o seu uso
em mistura com outros herbicidas seletivos (para culturas tolerantes ao glyphosate),
aumentando o espectro de ação. A mistura de glyphosate com outros herbicidas tem
demonstrado resultados de antagonismo ou sinergismo. O chlorimuron foi compatível
com glyphosate, porém o acifluorfen demonstrou atividade antagônica no controle de
Echinichloa crus-galli (JORDAN et al., 1997). A mistura de pequenas doses de lactofen
com glyphosate age sinergisticamente no controle de Malva parviflora. Já misturas de
lactofen em doses maiores provocam efeito antagônico, aparentemente pela destruição
da membrana plasmática, ocasionando menor absorção de glyphosate (WELLS;
APPLEBY, 1992). No entanto, a mistura de oxyfluorfen com glyphosate melhorou o
controle de Cyperus esculentus, pois promoveu maior absorção de
14
C-glyphosate por
esta espécie (PEREIRA; CRABTREE, 1986).
A introdução de culturas com tolerância ao glyphosate tornou possível uma nova
alternativa no manejo de plantas daninhas resistentes a herbicidas, devido ao amplo
espectro de controle deste, sendo uma opção importante na rotação de mecanismos de
ação de herbicidas. No Brasil foram relatados casos de resistência aos herbicidas
inibidores da ALS em Euphorbia heterophylla, Bidens pilosa e Sagitaria montevidensis
(RIZZARDI et al., 2002) e aos inibidores da ACCase em Brachiaria plantaginea
3
(VIDAL; FLECK, 1997). A alternativa de controle dessas plantas é o emprego de
herbicidas com outros mecanismos de ação, objetivando, assim, o controle eficiente
delas e a relação da pressão de seleção em plantas suscetíveis. Outras opções para
rotação de mecanismos de ação são os herbicidas do grupo químico das ariltriazolinonas
(carfentrazone-ethyl e sulfentrazone); seu mecanismo de ação consiste na inibição da
formação da enzima protoporfirinogênio oxidase (PPO), que participa na síntese da
clorofila. O carfentrazone-ethyl tem demonstrado resultados positivos quanto à sua
interação com glyphosate no controle de plantas daninhas em pós-emergência
(WERLANG; SILVA, 2002). Já o sulfentrazone é mais uma opção no manejo integrado
de plantas daninhas, controlando de forma eficiente, em pré-emergência,
E. heterophylla e, principalmente, B. plantaginea, devido à falta de opções de controle
desta espécie na cultura da soja.
O sulfentrazone, [N-[2,4-dichloro-5-[4-(difluorometil)-4,5-dihidro-3-metil-5-
oxo-1 H-1,2,4-triazol-1-il] fenil] metanosulfonamida], é um herbicida do grupo químico
dos ariltriazolinonas, registrado para o controle de plantas daninhas nas culturas de
eucalipto, cana-de-açúcar, café, citros e soja. Sua atividade foi demonstrada quando
aplicado na pré-semeadura ou pré-emergência (WALKER et al., 1992; BARROS et al.,
2000), ou em pós-emergência (HANCOCK, 1994; WALKER, 1994), controlando
numerosas espécies dicotiledôneas e certas monocotiledôneas (HANCOCK, 1992). A
degradação microbiana é considerada o principal processo de degradação no solo; sua
meia-vida varia de 110 a 280 dias, dependendo das condições climáticas e do solo
(FMC corp., 1999).
A adsorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do tipo e do pH do
solo; a sorção decresce e a mobilidade aumenta quando o pH está acima do pKa (GREY
et al., 1997). A eficácia de sulfentrazone é dependente do teor de matéria orgânica, pH e
umidade no solo. O controle de plantas daninhas decresce, sobretudo, na presença de
teores maiores de matéria orgânica, indicando menor quantidade do herbicida presente
na solução do solo para exercer sua ação (WEHTJE et al., 1997). Segundo Ohmes et al.
(2000), a dissipação do sulfentrazone está diretamente relacionada com a
disponibilidade de água (precipitação). Esta pode proporcionar melhores condições de
biodisponibilidade e, assim, a degradação da molécula, ou mesmo lixiviá-la em
profundidade no solo.
Com a crescente demanda de tecnologia e produtos “ecologicamente corretos”,
várias estratégias de aferição da qualidade ambiental destes têm sido desenvolvidas
4
(SPELLERBERG, 1991). Nesse contexto, a descrição detalhada acerca da presença de
herbicidas nas fases sólida e líquida é um componente essencial de qualquer modelo
matemático de simulação do comportamento dessas moléculas no solo, além de ser um
instrumento eficaz no ranqueamento e conhecimento do seu potencial de contaminação
do ambiente.
5
LITERATURA CITADA
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10
1. SORÇÃO DO SULFENTRAZONE EM CONSTITUINTES DA FRAÇÃO
ARGILA DO SOLO
RESUMO
Este trabalho foi realizado com o objetivo de avaliar a sorção do sulfentrazone
nos principais constituintes da fração argila de solos tropicais (caulinita, goethita,
ferridrita, hematita e bauxita) e em substrato orgânico (ácidos húmicos). Alíquotas
de 10,0 mL das soluções (0,01 M CaCl
2
) contendo 0,0; 5,5; 15,0; 30,0; 45,0; e
75,0 µg mL
-1
do sulfentrazone foram adicionadas aos substratos. O pH da solução foi
ajustado para 5,2 ± 0,1. As concentrações do sulfentrazone sorvido foram determinadas
por cromatografia líquida (HPLC). A sorção não foi claramente explicada pelo uso de
coeficiente de partição (Kd), uma vez que este variou nas diferentes concentrações do
herbicida. Foi observada a tendência de diminuição das concentrações crescentes do
herbicida. As isotermas de sorção foram do tipo-L, com exceção da bauxita, que se
enquadrou no tipo-C. A sorção do sulfentrazone pelo ácidos húmicos foi de 35,7 a
232 vezes maior do que a sorção encontrada nos demais substratos. Em média, os ácidos
húmicos adsorveram 87,39% do sulfentrazone adicionado à solução inicial, e a média de
adsorção para caulinita, ferridrita, goethita, bauxita e hematita foi, respectivamente, de
7,73; 9,59; 11,79; 15,27; e 17,69%. Dentre os principais constituintes da CTC de solos
tropicais estudados, a caulinita (argila silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido
de ferro amorfo) e a goethita (óxido de ferro cristalino) foram as que possuíram menor
contribuição na sorção do sulfentrazone; bauxita (óxido de alumínio), hematita (óxido
de ferro cristalino) e os ácidos húmicos (constituinte da matéria orgânica) foram os
principais responsáveis pela sorção deste herbicida.
Palavras-chave: herbicida, isotermas de Freundlich, minerais de argila, caulinita,
goethita, ferridrita, hematita, bauxita e ácidos húmicos.
11
SULFENTRAZONE SORPTION IN CONSTITUENTS OF THE SOIL CLAY
FRACTION
ABSTRACT
This study aimed at evaluating the sulfentrazone sorption in the main
constituents of the clay fraction in tropical soils (kaolinite, goethite, ferrihydrite,
hematite and bauxite) as well as in organic substratum (humic acids). The used
sulfentrazone was 91.03% pure. Solutions of CaCl
2
0.01M (10 mL) containing 0.0; 5.5;
15.0; 30.0; 45.,0 and 75.0 µg mL
-1
sulfentrazone were added to substrata. The pH of the
solution was adjusted to 5.2 ± 0.1. The concentrations of the sorbed sulfentrazone were
determined by liquid chromatography (HPLC). The partition coefficient (Kd) does not
clearly explain the sorption, since it varies according to the different herbicide
concentrations, and tends to decrease at the increasing concentrations of the herbicide.
The sorption classification was L-type, except for bauxite that was classified as C-type.
The sulfentrazone sorption by the humic acids varied from 35.7 to 232 times higher than
that found in other substrata. On the average, the humic acids adsorbed as high as
87.39% sulfentrazone in relation to that added into initial solution, whereas the average
adsorption for kaolinite, goethite, ferrihydrite, hematite and bauxite were 7.73; 9.59;
11.79; 15.27 and 17.69%. Among the main CTC constituents in the tropical soils, the
kaolinite (low activity silicated clay), the ferrihydrite (amorphous iron oxide) and
goethite (crystalline iron oxide ) are the ones giving less contribution for sulfentrazone
sorption, while bauxite (aluminum oxide), hematite (crystalline iron oxide) and the
humic acids (organic matter constituents) are the main responsible for this herbicide
sorption in Brazilian soils.
Keywords: herbicide, Freundlich isotherms, clay minerals, kaolinite, goethite,
ferrihydrite, hematite, bauxite, humic acids
12
INTRODUÇÃO
Como boa parte das aplicações de herbicidas é feita diretamente no solo, tanto a
eficiência no controle de plantas daninhas quanto o destino final no ambiente são
controlados pela forma com que essas moléculas se comportam no solo. A sorção é um
dos principais processos que regulam a lixiviação de herbicidas e vem sendo
extensamente caracterizada em solos provenientes de clima temperado. No entanto,
solos tropicais, química e fisicamente distintos, têm recebido muito pouca atenção na
literatura.
A argila e a matéria orgânica são os componentes do solo com maior influência
na sorção de herbicidas quando as moléculas são cátions ou contêm componentes
catiônicos. A sorção de moléculas aniônicas pelo solo é grandemente influenciada por
componentes do solo que possuem sua carga dependente do pH, i.e., a argila caulinita e
minerais como gibsita, goethita e hematita. Esses minerais contêm hidróxidos e
oxiidróxidos de ferro e alumínio, que não possuem carga permanente (Albro et al.,
1984; McBride, 1989; Schulze, 1989).
Sulfentrazone, [N-[2,4-dichloro-5-[4-(difluorometil)-4,5-dihidro-3-metil-5-oxo-
1 H-1,2,4-triazol-1-il] fenil] metanosulfonamida], é um herbicida do grupo químico dos
ariltriazolinonas, registrado para o controle de plantas daninhas na cultura de eucalipto,
cana-de-açúcar, café, citros e soja. Sua atividade foi demonstrada quando aplicado na
pré-semeadura ou pré-emergência (Walker et al., 1992; Barros et al., 2000), ou em
pós-emergência (Hancock, 1994; Walker, 1994), controlando numerosas espécies
dicotiledôneas e certas monocotiledôneas (Hancock, 1992). A degradação microbiana é
considerada o principal processo de dissipação no solo; sua meia-vida é de 110 a
280 dias, dependendo das condições climáticas e do solo (FMC corp., 1999).
A sorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do tipo, do pH e do
manejo do solo (Reddy & Locke, 1998); a sorção decresce e a mobilidade aumenta
quando o pH está acima do pKa 6,56 (Grey et al., 1997). A eficácia do sulfentrazone é
dependente do teor de matéria orgânica, do pH e da umidade no solo; o controle de
plantas daninhas decresce, principalmente, na presença de teores maiores de matéria
orgânica, indicando menor quantidade do herbicida presente na solução do solo
para exercer sua ação (Wehtje et al., 1997). Segundo Ohmes et al. (2000), a dissipação
do sulfentrazone está diretamente relacionada com a disponibilidade de água
13
(precipitação). Esta pode aumentar a velocidade do processo de degradação da molécula
ou mesmo lixiviá-la em profundidade no solo.
Reddy & Locke (1998) observaram maior sorção de sulfentrazone no solo em
sistema de plantio direto, comparado ao sistema convencional de cultivo, devido ao
maior teor de carbono orgânico no plantio direto, o que poderia aumentar a permanência
do herbicida no solo. Grey et al. (1997) observaram maior sorção do sulfentrazone em
solo com maior teor de hematita e gibsita. Os óxidos de ferro são importantes na sorção
de chlorsulfuron, um herbicida ácido fraco (Borggaard & Streibig, 1988), sendo
diretamente relacionado com a superfície específica do óxido. A alta habilidade de solos
com maior teor de hematita e gibsita em adsorver herbicidas aniônicos, como o
chlorimuron e imazaquin, foi previamente relatada (Goetz et al., 1986, 1989).
Em condições tropicais, em que os solos são altamente intemperizados, predo-
minam óxidos e hidróxidos de Fe e Al e argilas silicatadas 1:1, de baixa reatividade
(caulinita); desse modo, a matéria orgânica é o principal contribuinte para a CTC desses
solos. Segundo Pusino et al. (1992) e Celis et al. (1997), as substâncias húmicas são
relatadas como as principais responsáveis pela sorção de herbicidas entre os
compartimentos da matéria orgânica do solo.
Objetivou-se avaliar a sorção do sulfentrazone nos principais constituintes da
fração argila de solos tropicais e em substrato orgânico, visando conhecer os processos
de retenção desse herbicida por algumas das principais partículas coloidais constituintes
dos solos brasileiros.
MATERIAL E MÉTODOS
As matrizes utilizadas nos estudos de sorção do sulfentrazone estão descritas na
Tabela 1. A caulinita de granulometria fina foi fornecida pela Mineradora Caolinita
LTDA, a qual foi branqueada com ditionito, para retirada de óxidos (MINERADORA
CAOLINITA CAULIN, 1989). Goethita, hematita e ferridrita foram sintetizadas
seguindo a metodologia descrita por Schwertmann & Cornell (1991). O ácido húmico
foi extraído de um Organossolo Sáprico, de Arraial do Cabo-RJ, seguindo a
metodologia descrita por Swift (1996). A bauxita foi fornecida pelo Laboratório de
Solos da Universidade Federal de Viçosa. O sulfentrazone utilizado neste trabalho
possuía 91,02% de pureza e foi fornecido pela FMC do Brasil. Na Tabela 2 estão
apresentadas suas características físico-químicas.
14
Tabela 1 - Descrição dos tratamentos utilizados como matrizes para o estudo de
sorção do sulfentrazone nos principais constituintes da fração argila de
solos tropicais e em substrato orgânico
Substrato Quantidade (mg)
Caulinita (argila silicatada 1:1) 200
Goethita (óxido de Fe cristalino) 200
Ferridrita (óxido de Fe amorfo) 200
Hematita (óxido de Fe cristalino) 200
Bauxita (predominância de óxido de Al “gibsita”) 200
Ácidos Húmicos 50
Tabela 2 - Características físico-químicas da molécula de sulfentrazone
Solubilidade (µg mL
-1
)
Peso Molecular
pH 6,0 pH 7,0 pH 7,5
Pressão de Vapor
(mm Hg a 25
o
C)
pKa
Densidade
(g cm
-3
a
20
o
C)
387,2 110 780 1600 1,0 x 10
-9
6,56 1,66
Grupo químico Ponto de fusão Coeficiente de partição (Kow) pH produto técnico
Ariltriazolinonas 120-122
o
C 9,8 (pH 7,0) 4,78
Fonte: Grey et al. (1997, 2000), FMC Corp. (1999).
Nos estudos de sorção utilizou-se uma solução-estoque de sulfentrazone
(1.000 µg mL
-1
), preparada a partir do padrão dissolvido em metanol. Esta solução-pa-
drão foi diluída com solução de 0,01 M CaCl
2
, para obtenção de soluções contendo 0,0;
5,5; 15,0; 30,0; 45,0; e 75,0 µg mL
-1
de sulfentrazone (Reddy & Locke, 1998). A seguir,
uma alíquota de 10,0 mL de cada uma dessas soluções foi adicionada às matrizes,
previamente preparadas. O pH da solução foi ajustado para 5,2 ± 0,1, utilizando-se HCl
ou Ca(OH)
2
.
O sulfentrazone é um ácido fraco, apresentando características de compostos
aniônicos, sofrendo ionização em solução aquosa, em função do seu pK e pH do meio.
Seu pK
(21
o
C)
é de 6,56. Assim, optou-se por padronizar o pH da solução das matrizes
para 5,2; e a porcentagem de ionização da molécula de ácidos fracos em solução aquosa,
em função do seu pH e seu pK, foi de 4,2%, determinada pela fórmula:
% de ionização = 100/(1+ antilog
10
(pK
a
– pH))
15
Para extração de sulfentrazone não sorvido pelos colóides, cada solução mais as
matrizes foram acondicionadas em frascos de vidro e colocadas sob agitação horizontal
à temperatura de 24 ± 2
o
C, por 48 h, até atingir sorção completa do herbicida, sendo
após centrifugadas a 605xg por 10 min. O sobrenadante foi filtrado em filtro Milipore
com membrana de 0,45 µm de poro e posteriormente analisado por método analítico,
para determinação das concentrações de sulfentrazone nas amostras. A quantificação do
sulfentrazone por cromatografia líquida de alta eficiência com coluna C
18
e a detecção
por espectrofotometria em ultravioleta foram feitas segundo técnica descrita por Ohmes
& Mueller (1999), com algumas modificações. A fase móvel foi constituída por
acetonitrila:água (60:40), com razão de fluxo de 1,0 mL min.
-1
e comprimento de onda
de 214 nm. O cromatograma do extrato do herbicida em metanol pode ser observado na
Figura 1. A resposta do detector em função da concentração mostrou linearidade entre
0,1 e 100 µg mL
-1
(Figura 2).
mV
2.000
1.000
0
0 2 4 6
Tem
p
o de reten
ç
ão
(
minutos
)
Resposta do detector
Solvente
Sulfentrazone
4.143 min.
Figura 1 - Cromatograma do extrato do herbicida sulfentrazone em metanol.
y = 91973x + 106503
R
2
= 0,9991
0,00E+00
1,00E+06
2,00E+06
3,00E+06
4,00E+06
5,00E+06
6,00E+06
7,00E+06
8,00E+06
9,00E+06
1,00E+07
0 102030405060708090100
Sulfentrazone (µg mL
-1
)
Área
Figura 2 - Curva das concentrações de sulfentrazone, utilizadas na determinação da
curva-padrão por cromatografia líquida (HPLC).
16
O sulfentrazone foi quantificado comparando-se as áreas dos picos das amostras
dos cromatogramas com a curva analítica na determinação da concentração do herbicida
na solução em equilíbrio com o substrato (µg mL
-1
) (Figura 2). Após a quantificação do
sulfentrazone que ficou na solução em equilíbrio com o substrato, utilizando-se a
equação x/m = v/m (C
p
– C
e
), em que: x/m = quantidade de sulfentrazone sorvido
por grama de solo (µg g
-1
); v = volume da solução de sulfentrazone adicionado (mL);
m = massa de substrato (g); C
p
= concentração de sulfentrazone na solução-padrão
(µg mL
-1
); e C
e
= concentração de sulfentrazone na solução em equilíbrio com o solo
(µg mL
-1
), determinou-se a quantidade que ficou sorvida no solo pela diferença entre a
quantidade que foi adicionada e a quantidade de sulfentrazone remanescente em
equilíbrio na solução.
O coeficiente de partição, Kd, foi determinado para cada combinação substrato
versus concentração do sulfentrazone adicionado, sendo definido pela relação: Kd = C
S
/ C
W
, em que Kd é o coeficiente de partição solo-água (L kg
-1
) e C
S
e C
W
representam,
respectivamente, as concentrações de herbicida sorvido ao substrato (µg g
-1
) e que
permanecem em solução (µg.mL
-1
) após o período de equilíbrio.
No entanto, o Kd, às vezes, não é suficientemente exato para descrever a sorção
de um herbicida em uma faixa de concentração. As relações entre as concentrações em
solução e na fase sólida podem, então, ser descritas por isotermas. Para a determinação
de uma isoterma, é necessário estabelecer o Kd em diferentes concentrações iniciais do
herbicida em solução.
Portanto, para interpretação do estudo da sorção de sulfentrazone em diferentes
concentrações utilizou-se a equação de Freundlich, que estabelece a correlação entre a
quantidade de herbicida adsorvido e a quantidade em solução. A partir da concentração
de equilíbrio (C
e
) e da quantidade sorvida (x/m), determinadas experimentalmente,
ajustaram-se as isotermas de sorção de Freundlich, utilizando-se a equação x/m =
K
f
.C
e
1/n
, em que: K
f
= coeficiente de sorção; e 1/n = índice da intensidade da sorção, que
indica o grau de linearidade da isoterma. Quando n = 1, a sorção seria linearmente
proporcional à concentração da solução de equilíbrio; conseqüentemente, Kd e K
f
se
equivalem. Entretanto, quando n se desvia da unidade, o Kd torna-se específico para a
concentração na qual ele foi determinado, e K
f
torna-se o coeficiente mais adequado
para descrever a sorção do herbicida.
17
Para melhor visualização prática da sorção do sulfentrazone nos substratos,
calculou-se a proporção do herbicida sorvido em relação ao adicionado (S
S
). Utilizou-se
a relação S
S
= (100*x/m*m) / (C
P
*v), em que: S
S
= proporção do herbicida sorvido em
relação ao adicionado (%); x/m = quantidade de sulfentrazone sorvido por grama de
solo (µg g
-1
); m = massa de substrato (g); C
p
= concentração de sulfentrazone na
solução-padrão (µg mL
-1
); e v = volume da solução de sulfentrazone adicionado (mL).
Quanto à análise estatística dos dados, os seis substratos e as cinco concen-
trações do sulfentrazone foram combinados num esquema fatorial, com três repetições,
em um delineamento inteiramente casualizado. Os valores de Kd e os da proporção da
sorção (S
S
) foram submetidos à análise de variância, para determinar se havia diferenças
significativas entre as concentrações, dentro de cada substrato, e entre substratos, dentro
de cada concentração; independentemente da interação, os fatores foram desdobrados.
Comparações entre médias dos coeficientes para os substratos foram feitas pelo critério
de Scott-Knott; já as concentrações foram avaliadas por análise de regressão.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
A sorção do sulfentrazone nos principais constituintes da fração argila de solos
tropicais (caulinita, goethita, ferridrita, hematita e bauxita) e em substrato orgânico
(ácidos húmicos) não é claramente explicada pelo uso de coeficiente de partição
(Kd), observado pela variação dos valores nas diferentes concentrações do herbicida
(Tabela 3); mesmo não ocorrendo diferença significativa entre as concentrações do
sulfentrazone, o comportamento sortivo desta molécula é mais bem visualizado pelo
estudo em isotermas de adsorção. A ordem decrescente de sorção do sulfentrazone nos
substratos estudados foi de ácidos húmicos > hematita > bauxita > goethita > ferridrita >
caulinita (Tabela 3).
O valor do Kd tem a tendência de diminuir nas concentrações crescentes do
herbicida, semelhantemente ao observado por Grey et al. (1997), à exceção da bauxita
(predomínio de gibsita), que possui Kd maiores nas concentrações crescentes.
A isoterma de sorção do sulfentrazone nos substratos estudados foi ajustada
adequadamente à equação de Freundlich (Figura 3), como observado por Procópio et al.
(2001) na sorção do atrazine na caulinita, goethita, ferridrita e ácidos húmicos, ou Grey
et al. (1997) e Reddy & Locke (1998), na sorção do sulfentrazone em diferentes solos.
18
Tabela 3 - Médias estimadas dos coeficientes de partição (Kd) do sulfentrazone nas
diferentes concentrações a pH 5,2, em diferentes constituintes da fração
argila do solo e ácidos húmicos
Concentrações de sulfentrazone (µg mL
-1
)
Substrato
5,5 15 30 45 75
Equação de
Regressão
R
2
Bauxita 8,89 b 8,79 b 5,41 b 10,66 B 12,30 b Y = 9,21 -
Hematita 23,71 b 12,15 b 8,79 b 7,01 B 5,59 b Y = 11,45 -
Goethita 12,73 b 5,66 b 4,74 b 4,67 B 6,40 b Y = 6,84 -
Caulinita 7,79 b 5,22 b 2,38 b 3,16 B 3,07 b Y = 4,32 -
Ferridrita 8,11 b 3,61 b 5,03 b 4,11 B 5,92 b Y = 5,36 -
Ác. húmicos 2.000,75 a 638,89 a 1.101,03 a 1.609,16 A 6.140,74 a Y = 2.298,11 -
Médias seguidas pelas mesmas letras na coluna não diferem entre si pelo critério de Scott-Knott a 5% de
significância.
As isotermas de sorção foram do tipo-L, com exceção da bauxita, que se
enquadrou no tipo-C (Figura 3), de acordo com a classificação proposta por Giles et al.
(1960). Estudos têm registrado isotermas do tipo-C para sorção de s-triazinas em solos e
substratos puros (Mcglamery & Slife, 1966; Huang et al., 1984). Procópio et al. (2001),
estudando a sorção do atrazine, observaram isotermas de sorção do tipo-C na caulinita,
ferridrita e ácidos húmicos, e do tipo-L apenas na goethita. Grey et al. (1997) obser-
varam isotermas de sorção do tipo-L para o sulfentrazone em diferentes solos. A curva
de tipo-C denota a ocorrência de novos sítios de sorção com o aumento da concentração
do herbicida. Por sua vez, o tipo-L, também encontrado por Goetz et al. (1986, 1989),
Grey et al. (1996, 1997), Celis et al. (1997) e Albuquerque et al. (1999), indica dimi-
nuição dos sítios de sorção com o aumento da concentração do herbicida.
Os coeficientes de Freundlich determinados, K
f
e 1/n, bem como os coefi-
cientes de determinação (R
2
), estão apresentados na Tabela 4. Verifica-se que a equação
de Freundlich ajusta-se adequadamente para descrever a sorção do sulfentrazone para
todos os substratos, cujos coeficientes de determinação (R
2
) variaram de 0,784 a 0,997.
Observa-se nesta tabela que a sorção do sulfentrazone pelo ácidos húmicos foi de 35,7 a
232 vezes maior do que a encontrada para os substratos (caulinita, goethita, ferridrita,
hematita e bauxita). Isso indica a alta afinidade entre o herbicida e os ácidos húmicos
(Celis et al., 1997; Martin-Neto et al., 1994; Procópio et al., 2001).
19
y = 12,958x
0,6114
R
2
= 0,8859
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10203040506070
y = 15,418x
0,709
R
2
= 0,8844
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10203040506070
y = 7,5289x
0,8758
R
2
= 0,907
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10203040506070
y = 43,36x
0,5066
R
2
= 0,9973
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10203040506070
y = 6,6802x
1,0902
R
2
= 0,9302
0
100
200
300
400
500
600
700
800
0 10203040506070
y = 1549,8x
0,7424
R
2
= 0,7836
0
1000
2000
3000
4000
5000
6000
7000
8000
9000
0 2,5 5 7,5 10 12,5 15
Goethita
Caulinita
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ferridrita Hematita
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Bauxita Ácidos húmicos
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Figura 3 - Isotermas de sorção do sulfentrazone em diferentes constituintes da fração
argila do solo e ácidos húmicos a pH 5,2.
20
Tabela 4 - Valores das constantes de Freundlich do sulfentrazone em diferentes
substratos a pH 5,2
Kf
1/
Substrato
(L kg
-1
)
1/n
1/
r
2 2/
Caulinita (argila silicatada 1:1) 12,958 0,611 0,886
Goethita (óxido de Fe cristalino) 15,418 0,709 0,884
Ferridrita (óxido de Fe amorfo) 7,529 0,876 0,907
Hematita (óxido de Fe cristalino) 43,360 0,507 0,997
Bauxita (predomínio de óxido de Al “gibsita”) 6,680 1,090 0,930
Ácidos Húmicos 1.549,800 0,742 0,784
1/
valores dos coeficientes de Freundlich.
2/
coeficientes de determinação da isoterma de Freundlich.
A sorção do sulfentrazone avaliada pela proporção do herbicida sorvido, em
relação ao adicionado, pode ser observada na Tabela 5. Observa-se que ocorre diferença
da proporção sorvida (Ss) nas diferentes concentrações iniciais de sulfentrazone,
explicada pela regressão linear simples. Entretanto, para melhor quantificação da
sorção, será analisada a média das concentrações, que foram de 7,73; 9,59; 11,79;
15,27; 17,69; e 87,39%, respectivamente para caulinita, ferridrita, goethita, bauxita,
hematita e ácidos húmicos (Tabela 5), demonstrando a mesma seqüência de capacidade
sortiva do que quando analisada pelo coeficiente de partição (Kd). A sorção do
sulfentrazone pelos ácidos húmicos foi de 4,9 a 11,3 vezes maior do que a encontrada
para os demais substratos (caulinita, goethita, ferridrita, hematita e bauxita), ranqueada
pela proporção de sorção do sulfentrazone em relação ao adicionado.
Tabela 5 - Médias estimadas das proporções de sulfentrazone sorvido, em relação ao
adicionado (Ss), nas diferentes concentrações a pH 5,2, em diferentes
constituintes da fração argila do solo e ácidos húmicos
Concentrações de sulfentrazone (µg mL
-1
)
Substrato
5,5 15 30 45 75
Equação de Regressão R
2
Bauxita 15,0 d 14,2 c 9,8 c 17,6 b 19,7 b Ŷ= 22,71 – 4,32*√(dose) + 0,47*(dose) 0,63
Hematita 31,7 b 19,5 b 14,9 b 12,3 c 10,0 c Ŷ= 51,39 – 10,23*√(dose) + 0,64*(dose) 0,98
Goethita 20,3 c 10,1 d 8,6 c 8,5 d 11,4 c Ŷ= 37,79 – 9,62*√(dose) + 0,77*(dose) 0,94
Caulinita 13,5 d 8,9 d 4,5 c 5,9 d 5,8 c Ŷ= 24,57 – 5,71*√(dose) + 0,41*(dose) 0,95
Ferridrita 13,9 d 6,7 d 9,1 c 7,6 d 10,6 c Ŷ= 23,13 – 5,39*√(dose) + 0,46*(dose) 0,70
Ác. húmicos 90,9 a 75,7 a 84,6 a 88,9 a 96,8 a Ŷ= 106,16 – 10,34*√(dose) + 1,09*(dose) 0,71
Médias seguidas pelas mesmas letras na coluna não diferem entre si pelo critério de Scott-Knott a 5% de
significância. * Significativo pelo teste de t (P < 0,05)
21
O fato de a eficácia de sulfentrazone ser altamente dependente do teor de matéria
orgânica no solo é justificável, pois o controle de plantas daninhas decresce,
principalmente, na presença de teores maiores, indicando menor quantidade do
herbicida presente na solução do solo para exercer sua ação (Wehtje et al., 1997). Reddy
& Locke (1998) observaram maior sorção de sulfentrazone no solo em sistema de
plantio direto, comparado ao solo em sistema convencional de cultivo, devido ao maior
teor de carbono orgânico no plantio direto, o que poderia aumentar a permanência do
herbicida no solo.
O mecanismo de sorção do sulfentrazone em colóides orgânicos ainda não foi
detalhado, porém ele pode ser sorvido nestes por diversos mecanismos. Inicialmente,
tem-se a alta densidade de sítios hidrofóbicos, aos quais a fração do sulfentrazone
não-dissociada (comportamento não-iônico) pode se ligar. Segundo Martin-Neto et al.
(1999), este seria o principal mecanismo envolvido na sorção do atrazine com
substâncias húmicas.
O pH nas soluções de equilíbrio ajustado para 5,2 encontra-se na faixa do pKa
dos ácidos húmicos (em torno de 4,8-5,2), favorecendo seu formato globular, com maior
conteúdo de sítios hidrofóbicos (Senesi et al., 1996). Este pH também resulta num
equilíbrio entre cargas positivas e negativas; como o sulfentrazone é um ácido fraco
(pKa=6,56), nessas condições de pH ocorre protonação de parte de seus grupamentos
(principalmente fenólicos e sulfônicos), resultando em um comportamento parcial
catiônico (Grey et al., 2000), sendo seu grau de ionização (pH 5,2) de 4,2%. Nessa
situação, haverá elevada atração entre as moléculas do sulfentrazone e os grupamentos
dos ácidos húmicos que se encontram sem carga ou com cargas negativas.
A ocorrência ou não da protonação dependerá da natureza do herbicida em
questão, refletida principalmente pelo seu pKa, e do poder de suprimento de prótons dos
colóides húmicos. Ainda pode ocorrer, segundo Stevenson (1994), sorção pela
protonação direta de atrazine no colóide orgânico quando ambos os grupamentos dos
ácidos húmicos e a molécula de atrazine não estão dissociados.
O estudo da disposição de cargas e potenciais de carga relativa na molécula do
sulfentrazone demonstrou a presença de cargas relativas ou região positiva e negativa,
em condições de pH constante, indicando o potencial de adsorção aniônica ou catiônica
do sulfentrazone no solo por forças de London Van Der Waals ou outra força de atração
fraca (Grey et al., 2000).
22
A adsorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do pH do solo, sendo
a sorção decrescente e a mobilidade crescente quando o pH está acima do pKa (Grey
et al., 1997). Segundo Grey et al. (2000), o potencial negativo da molécula do
sulfentrazone, que ocorre com pH acima do pKa, afeta a adsorção deste no solo.
Entretanto, variações nas propriedades do solo, como o tipo de argila predominante e
sua quantidade, influenciam o efeito da dependência do pH na adsorção aniônica do
sulfentrazone ao solo (Grey et al., 1997) e a adsorção ocorre pela separação de cargas na
molécula do herbicida.
Possivelmente a caulinita e os óxidos de ferro e alumínio (goethita, ferridrita,
hematita e bauxita) demonstraram baixa sorção devido à baixa CTC e à baixa superfície
específica apresentada por esses minerais (Shea & Weber, 1983; Stevenson, 1994;
Procópio et al., 2001). Os valores de K
f
para os substratos estudados foram de 12,958;
15,418; 7,529; 43,360; e 6,680, respectivamente para caulinita, goethita, ferridrita,
hematita e bauxita (Tabela 4), sendo bem superiores aos valores de K
f
observados para
o sulfentrazone em diferentes solos (Grey et al., 1997; Reddy & Locke, 1998). No
entanto, analisando a média das proporções de sorção do sulfentrazone ao substrato, em
relação ao adicionado à solução, observam-se os valores de 7,73; 9,59; 11,79; 15,27;
17,69; e 87,39%, respectivamente para caulinita, ferridrita, goethita, bauxita, hematita e
ácidos húmicos (Tabela 5).
Grey et al. (1997) observaram maior sorção do sulfentrazone em solo com
maior teor de hematita e gibsita (óxido de alumínio). Essa maior sorção de herbicidas
aniônicos ao solo com alto teor de hematita e gibsita foi previamente relatada para o
chlorimuron e o imazaquin (Goetz et al., 1986, 1989).
Paula Neto (1999), estudando a influência de atributos de diferentes classes de
solos (LVA, LV, LVdf e NV) na eficiência do sulfentrazone no controle da tiririca
(Cyperus rotundus), observou que essa eficiência diminuiu com o aumento no teor de
óxidos de ferro. Esse autor constatou que a eficiência do sulfentrazone no controle de
tiririca foi inversamente proporcional à dos teores de óxido de ferro e que as variações
de argila (24 a 64%) e matéria orgânica (1,2 a 7,8 dag kg
-1
) dos solos estudados
aparentemente não influenciaram a eficiência de controle. Rizzi (2003) observou maior
sorção de sulfentrazone em solo com maior teor de óxidos de ferro e matéria orgânica.
Shea & Weber (1983), trabalhando com o herbicida fluridone, encontraram uma
sorção cerca de dez vezes maior para a matéria orgânica saturada com H, em relação à
caulinita. Semelhantemente, Procópio et al. (2001) observaram sorção do atrazine cerca
23
de dezessete vezes maior nos ácidos húmicos do que na caulinita. A falta de atração
entre as formas moleculares e iônicas do herbicida por superfícies hidrofílicas foi o
provável mecanismo responsável pela não-ocorrência de sorção do herbicida picloran
pela caulinita, observada por Grover (1971), sendo também sugerido por Procópio et al.
(2001), pela baixa adsorção do atrazine à caulinita.
Procópio et al. (2001), trabalhando com o atrazine, também observaram sorção
baixa nos óxidos de ferro (goethita e ferridrita), quando comparada com a dos ácidos
húmicos. Estudos de sorção realizados por Cox et al. (1998) indicaram que a sorção do
inseticida imidacloprid é cerca de 300 vezes maior nos ácidos húmicos do que na
ferridrita.
Como o pH utilizado na suspensão de equilíbrio foi de 5,2 e a superfície dos
colóides atinge valores ao redor de duas unidades abaixo do pH da solução, valores
estes menores que o PCZ destes óxidos (±7,0), há tendência de ocorrer predominância
de cargas positivas. Por ser o sulfentrazone um ácido fraco (pKa=6,56), nessas
condições de pH ocorre protonação de parte de seus grupamentos, resultando em um
comportamento parcial catiônico, o que pode levar à repulsão de cargas, reduzindo a
sorção (Borggaard & Streibig, 1988).
Dos principais constituintes da CTC de solos tropicais, a caulinita (argila
silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido de ferro amorfo) e a goethita (óxido de
ferro cristalino) são as que possuem menor contribuição na sorção do sulfentrazone;
bauxita (óxido de alumínio), hematita (óxido de ferro cristalino) e os ácidos húmicos
(constituinte da matéria orgânica) são os principais responsáveis pela sorção deste
herbicida nos solos brasileiros.
A grande variabilidade desses solos quanto à constituição da fração argila e
o teor e qualidade da matéria orgânica proporcionam as diferentes respostas do
sulfentrazone quanto à sua sorção e dessorção, observadas na ineficiência de controle
em certas condições ou mesmo no “carryover”, causando injúrias às culturas.
Segundo Procópio et al. (2001), a predominância de minerais de argila e
óxidos/hidróxidos de ferro de baixa atividade pode prejudicar a capacidade de sorção
dos compostos orgânicos do solo, ao contrário das pressuposições técnicas/práticas, que
lhes atribuem elevada contribuição para sorção de herbicidas.
Desse modo, excluindo-se as propriedades físicas do solo, um modelo correto na
determinação da dose dos herbicidas aplicados ao solo deveria incorporar variáveis
como: teor e qualidade de matéria orgânica, seu grau de complexação com a fração
24
argila, qualidade dos minerais constituintes da fração argila e pH do solo. Sugere-se
ainda que trabalhos dessa natureza sejam realizados com solos representativos de áreas
onde o herbicida é comumente utilizado, separados por constituição da fração argila e
faixa de pH, visando recomendações de uso mais precisas.
CONCLUSÕES
Os resultados deste estudo permitiram as seguintes conclusões:
• A sorção do sulfentrazone nos principais constituintes da fração argila de solos
tropicais (caulinita, goethita, ferridrita, hematita e bauxita) e em substrato orgânico
(ácidos húmicos) não pode ser explicada apenas pelo coeficiente de partição (Kd).
• As isotermas de sorção de Freundlich foram do tipo-L para os diferentes constituin-
tes da fração argila do solo, com exceção da bauxita, que se enquadrou no tipo-C.
• Os valores de K
f
para os substratos estudados foram de 12,958; 15,418; 7,529;
43,360, 6,680; e 1549,800, respectivamente para caulinita, goethita, ferridrita,
hematita, bauxita e ácidos húmicos. E os valores de 1/n foram, respectivamente, de
0,611; 0,709; 0,876; 0,507; 1,090 e 0,742, nos substratos descritos.
• As médias das proporções de sorção do sulfentrazone aos substratos, em relação ao
adicionado à solução, foram de 7,73; 9,59; 11,79; 15,27; 17,69; e 87,39%, respecti-
vamente para caulinita, ferridrita, goethita, bauxita, hematita e ácidos húmicos.
• A sorção do sulfentrazone pelos ácidos húmicos foi de 35,7 a 232 vezes maior do
que a encontrada para os demais substratos (caulinita, goethita, ferridrita, hematita e
bauxita), determinada pelo K
f
.
• A sorção do sulfentrazone pelos ácidos húmicos foi de 4,9 a 11,3 vezes maior do
que a encontrada nos demais substratos (caulinita, goethita, ferridrita, hematita e
bauxita), determinada pela proporção de sorção do sulfentrazone em relação ao
adicionado.
• Dentre os principais constituintes da CTC de solos tropicais estudados neste
trabalho, a caulinita (argila silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido de ferro
amorfo) e a goethita (óxido de ferro cristalino) foram as que menor contribuíram
na sorção do sulfentrazone, e os ácidos húmicos (constituinte da matéria orgânica),
hematita (óxido de ferro cristalino) e bauxita (óxidos de alumínio) foram os
principais responsáveis pela sorção desse herbicida.
25
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28
2. SORÇÃO E POTENCIAL DE LIXIVIAÇÃO DO SULFENTRAZONE EM
SOLOS DO BRASIL
RESUMO
Este trabalho foi realizado com o objetivo de avaliar a sorção e os potenciais de
lixiviação do sulfentrazone em amostras de oito solos brasileiros, no intuito de
contribuir para compreensão do destino desse herbicida no ambiente. Alíquotas de
10,0 mL das soluções (0,01 M CaCl
2
) contendo 0,0; 5,5; 15,0; 30,0; 45,0; e 75,0 µg mL
-
1
do sulfentrazone foram adicionadas aos substratos. O pH da solução foi ajustado para
5,2 ± 0,1. As concentrações do sulfentrazone sorvido foram determinadas por
cromatografia líquida (HPLC). O coeficiente de GUS foi utilizado para estimar o
potencial de lixiviação, calculando-se os valores de meia-vida, a partir dos quais os
produtos seriam classificados como lixiviadores. Os valores de Kd, K
oc
, K
f
, K
foc
e S
S
(S
S
- proporção do sulfentrazone adicionado que foi sorvido ao substrato) correlacionaram-
se significativamente com o teor de carbono orgânico (CO) e a CTC do solo. As
isotermas de sorção de Freundlich foram do tipo-L. A variável mais coerente para
ranquear os solos quanto à capacidade de sorção do sulfentrazone foi a proporção do
sulfentrazone sorvido em relação à concentração inicial (S
S
), sendo a ordem decrescente
da sorção a seguinte: ORG-VN (35,81%) > LR-SL (24,51%) > ARG-PD (22,84%) >
LVE-SSP (20,77%) > ARG-PC (18,61%) > LVA-JP (16,68%) > LVA-CP (16,18%) >
LR-CP (16,05%). A avaliação do potencial de lixiviação demonstrou que o
sulfentrazone pode ser considerado lixiviador, intermediário ou não-lixiviador,
dependendo do solo considerado.
Palavras-chave: herbicida, isotermas de Freundlich, interação herbicida-solo, matéria
orgânica, solos tropicais.
SORPTION AND POTENTIAL LEACHING OF SULFENTRAZONE IN
BRAZILIAN SOILS
ABSTRACT
The objective of this study was to evaluate the sorption and potentials of
sulfentrazone leaching in samples of eight Brazilian soils in order to contribute to the
understanding of the herbicide destiny in environment. The sulfentrazone used in this
research was 91.02% pure. Solutions of CaCl
2
0.01M (10 mL) containing 0.0; 5.5; 15.0;
30.0; 45.,0 and 75.0 µg mL
-1
sulfentrazone were added to the substrata. The pH of the
solution was adjusted to 5.2 ± 0.1. The concentrations of the sorbed sulfentrazone were
determined by liquid chromatography (HPLC). The GUS coefficient was used to
estimate the leaching potential, by calculating the half-life values from which the
products would be classified as leachers. The values of Kd, K
oc
, K
f
, K
foc
and S
s
(S
s
-
proportion of the added sulfentrazone that was sorbed into substratum) were
significantly correlated with organic carbon content (OC) and CTC of the soil. The
Freundlich sorption isotherms were L-type. The more coherent variable to ranking the
soils for sulfentrazone sorption capacity was the proportion of the sulfentrazone sorbed
in relation to the initial concentration (S
s
); the decreasing sorption order was the
following: ORG-VN (35.81%)> LR-SL (24.51%)> ARG-PD (22.84%)> LVE-SSP
(20.77%)> ARG-PC (18.61%)> LVA-JP (16.68%)> LVA-CP (16.18%)> LR-CP
(16.05%). The evaluation of the leaching potential showed that sulfentrazone may be
considered as a leacher, intermediate, or non-leacher depending on the considered soil.
Keywords: herbicide, Freundlich isotherms, herbicide-soil interaction, organic matter,
tropical soils.
INTRODUÇÃO
Assim que o herbicida é aplicado ao solo, dá-se início ao processo de
redistribuição e degradação, o qual só tem fim quando todo o herbicida é transformado
em outros compostos. Esse processo pode ser curto, como em moléculas simples e
30
não-persistentes, ou perdurar por meses ou anos, em moléculas mais persistentes (Clay,
1993). O processo de redistribuição é dinâmico e depende das propriedades do
herbicida, como: formulação, pressão de vapor e pKa, interação com o solo, como Kd,
K
oc
, K
f
e K
foc
, condições climáticas, vegetação e cobertura do solo, propriedades físico-
química do solo e manejo da área.
Os fatores que influenciam o destino do herbicida e sua redistribuição são a
volatilização, a fotodegradação, a absorção pelas plantas, a complexação com outras
moléculas, a sorção, a dessorção, a degradação, a lixiviação para o lençol freático, ou
mesmo outro destino.
A taxa de dissipação do herbicida no solo influencia o controle de plantas
daninhas e sua persistência no ambiente (Wehtje et al., 1997). A persistência de
herbicidas aplicados ao solo e o potencial risco de toxidez nas culturas subseqüentes,
“carryover”, são afetados pelos fatores que influenciam a redistribuição, como a textura
do solo, as condições ambientais e o sistema de manejo (Walsh et al., 1993; Isensee &
Sadeghi, 1994; Brown et al., 1996; Reddy & Locke, 1998; Ohmes et al., 2000).
O potencial de contaminação do lençol freático por um composto orgânico, tal
como um pesticida, depende de sua mobilidade. Avaliações da mobilidade de um
pesticida podem envolver aproximações diretas ou indiretas. A primeira envolve a
aplicação desses compostos no campo ou em colunas de solo, a coleta de amostras no
perfil do solo in situ e a análise destas através de rotinas analíticas, as quais envolvem
procedimentos trabalhosos e demorados, além de serem de alto custo. As estimativas
indiretas baseiam-se na medida de um parâmetro indicador, que é usado no cálculo de
índices para ranqueamento relativo da mobilidade.
A retenção refere-se à habilidade do solo em reter um pesticida ou outra
molécula orgânica, evitando que ela se mova tanto dentro como para fora da matriz
do solo. Dessa forma, refere-se principalmente ao processo de sorção, mas também
inclui absorção na matriz e na fração biológica do solo, plantas e microrganismos.
A retenção controla e, por sua vez, é controlada por processos de transformação
química e biológica, que afetam de maneira pronunciada o transporte de pesticidas
para a atmosfera e para o meio aquático, tanto superficial quanto subterrâneo.
Conseqüentemente, a retenção também é o fator primário que influencia a eficácia de
herbicidas aplicados ao solo.
Como boa parte das aplicações é feita diretamente no solo, tanto a eficiência no
controle de plantas daninhas quanto o destino final no ambiente são controlados pelo
31
modo com que essas moléculas se comportam neste. A sorção é um dos principais
processos que regulam a lixiviação de herbicidas e vem sendo extensamente caracte-
rizada em solos provenientes de clima temperado. No entanto, solos tropicais, química e
fisicamente distintos, têm recebido muito pouca atenção na literatura.
A argila e a matéria orgânica são os componentes do solo com maior influência
na sorção de herbicidas quando as moléculas são cátions ou contêm componentes
catiônicos. A sorção de moléculas aniônicas pelo solo é grandemente influenciada por
componentes deste que possuem sua carga dependente do pH, i.e., a argila caulinita e
minerais como gibsita, goethita e hematita. Esses minerais contêm hidróxidos e
oxiidróxidos de ferro e alumínio, que não possuem carga permanente (Albro et al.,
1984; McBride, 1989; Schulze, 1989).
Sulfentrazone, [N-[2,4-dichloro-5-[4-(difluorometil)-4,5-dihidro-3-metil-5-oxo-
1 H-1,2,4-triazol-1-il] fenil] metanosulfonamida], é um herbicida do grupo químico dos
ariltriazolinonas, registrado para o controle de plantas daninhas nas culturas de
eucalipto, cana-de-açúcar, café, citros e soja. Sua atividade foi demonstrada quando
aplicado na pré-semeadura ou pré-emergência (Walker et al., 1992; Barros et al., 2000),
ou em pós-emergência (Hancock, 1994; Walker, 1994), controlando numerosas espécies
dicotiledôneas e certas monocotiledôneas (Hancock, 1992). A degradação microbiana é
considerada o método primário de dissipação no solo; sua meia-vida varia de 110 a
280 dias, dependendo das condições climáticas e do solo (FMC corp., 1999).
A sorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do tipo, do pH e do
manejo do solo (Reddy & Locke, 1998); a primeira decresce e a mobilidade aumenta
quando o pH está acima do pKa (Grey et al., 1997). A eficácia do sulfentrazone é
dependente do teor de matéria orgânica, do pH e da umidade no solo. A eficiência desse
herbicida no controle de plantas daninhas decresce, principalmente, na presença de
teores maiores de matéria orgânica, indicando menor quantidade do herbicida presente
na solução do solo para exercer sua ação (Wehtje et al., 1997). Segundo Ohmes et al.
(2000), a dissipação do sulfentrazone está diretamente relacionada com a
disponibilidade de água (precipitação). Esta pode melhorar as condições de degradação
da molécula ou mesmo lixiviá-la em profundidade no solo.
A dissipação do sulfentrazone no solo é normalmente lenta, caracterizada pelo
declínio gradual na concentração do herbicida no tempo (Ohmes et al., 2000). Reddy &
Locke, (1998) observaram maior sorção de sulfentrazone no solo em sistema de plantio
direto, comparado àquele em sistema convencional de cultivo, devido ao maior teor de
32
carbono orgânico no plantio direto, o que poderia aumentar a permanência do herbicida
no solo. Grey et al. (1997) constataram maior sorção do sulfentrazone em solo com
maior teor de hematita e gibsita.
Apesar da grande utilização do sulfentrazone na agricultura, não existem
parâmetros para definir com precisão a dose a ser aplicada em diferentes solos.
Normalmente, essas recomendações são realizadas tomando-se por base observações
empíricas, baseadas no teor de argila e matéria orgânica total, deixando de lado outros
parâmetros importantes na sorção do herbicida aplicado no solo, como a qualidade do
material orgânico presente no solo (Dunigan & McIntosh, 1971; Pusino et al., 1992;
Chorover et al., 1999), os minerais predominantes na constituição da fração argila do
solo (Loux et al., 1989; Grey et al., 1997; Cox et al., 1998), os cátions saturando o
complexo de troca (Loux et al., 1989; Pusino et al., 1992; Grey et al., 2000) e o pH do
solo (Skipper et al., 1978; Grey et al., 1997).
Em condições tropicais onde os solos são altamente intemperizados, predo-
minam óxidos e hidróxidos de Fe e Al e argilas silicatadas 1:1, de baixa reatividade
(caulinita); conseqüentemente, a matéria orgânica é o principal contribuinte para a CTC
desses solos.
Objetivou-se neste trabalho determinar os coeficientes de partição, a proporção
de sorção e, também, os potenciais de lixiviação do sulfentrazone em amostras de oito
solos brasileiros, no intuito de contribuir para a compreensão do destino desse herbicida
no ambiente.
MATERIAL E MÉTODOS
As amostras de solo (0-20 cm) foram coletadas em seis localidades diferentes e
secas ao ar; a fração menor que 2 mm foi caracterizada física e quimicamente
(Tabela 1), constituindo-se em oito tipos de solo, sendo: Argissolo – plantio conven-
cional (ARG-PC) e Argissolo – plantio direto (ARG-PD), Viçosa-MG; Latossolo
Vermelho-Escuro (LVE-SSP), São Sebastião do Paraíso-MG; Latossolo Roxo (LR-SL),
Sete Lagoas-MG; Latossolo Roxo (LR-CP) e Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-CP),
Capinópolis-MG; Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-JP), João Pinheiro-MG; e Solo
Turfoso (ORG-VN), Venda Nova-ES. O argissolo foi coletado em uma área de pivô
central, sendo parte dela conduzida no sistema de plantio direto há cinco anos, e o
33
restante sob sistema convencional de cultivo, com a sucessão de culturas milho-feijão
(verão – inverno).
Tabela 1 - Características físicas e químicas dos solos estudados
Análise granulométrica
Areia
Argila Silte
Fina Grossa
Solo avaliado
(dag kg
-1
)
Argissolo - Plantio convencional (ARG-PC) 45 11 15 29
Argissolo – Plantio direto (ARG-PD) 55 19 10 16
Latossolo Vermelho Escuro (LVE-SSP) 49 8 39 4
Latossolo Roxo (LR-SL) 81 5 5 9
Latossolo Roxo (LR-CP) 37 24 20 19
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-JP) 28 7 29 36
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-CP) 23 4 32 41
Solo Turfoso (ORG-VN) 22 16 21 41
Análise química
P-rem t T CO pH
Classe textural
(mg L
-1
) (cmol
c
dm
-3
) (dag kg
-1
) (H
2
O)
Argila 26,1 3,32 8,28 1,56 5,40
Argila 28,4 4,05 9,00 2,00 5,60
Argila 12,3 0,87 7,55 1,46 4,87
Muito-Argilosa 20,7 4,53 15,65 4,28 5,10
Franco-Argilosa 27,7 8,45 10,23 1,49 7,36
Franco Argilo-Arenosa 24,5 0,36 4,41 1,08 5,26
Franco Argilo-Arenosa 32,6 2,02 5,79 1,05 5,00
Franco Argila Arenosa 13,8 8,12 31,33 10,24 4,60
* Análises realizadas nos Laboratórios de Análises Físicas e Químicas de Solo do Departamento de Solos
da UFV, segundo a metodologia da EMBRAPA (1997). Matéria orgânica = CO * 1,724. No estudo da
sorção do sulfentrazone, o pH foi corrigido para 5,2 ± 0,2.
Os substratos utilizados nos estudos de sorção do sulfentrazone são descritos na
Tabela 2. O padrão do sulfentrazone utilizado neste trabalho, fornecido pela FMC do
Brasil, possuía 91,02% de pureza. Na Tabela 3 estão apresentadas suas características
físico-químicas.
Nos estudos de sorção utilizou-se uma solução-estoque do sulfentrazone
(1.000 µg mL
-1
) preparada a partir do padrão diluído em metanol. Esta solução-padrão
foi diluída com solução 0,01 M CaCl
2
, para obtenção de soluções contendo 0,0; 5,5;
15,0; 30,0; 45,0; e 75,0 µg mL
-1
do sulfentrazone (Reddy & Locke, 1998). A seguir,
uma alíquota de 10,0 mL de cada uma dessas soluções foi adicionada aos tratamentos
34
(substratos) previamente preparados. O pH da solução foi ajustado para 5,2 ± 0,1,
utilizando-se HCl ou Ca(OH)
2
.
Tabela 2 - Descrição dos tratamentos utilizados como substratos para o estudo de
sorção do sulfentrazone em diferentes solos brasileiros
Substrato Quantidade (mg)
Argissolo – Plantio convencional (ARG-PC) – Viçosa, MG 1.000
Argissolo – Plantio direto (ARG-PD) – Viçosa, MG 1.000
Latossolo Vermelho-Escuro (LVE-SSP) – S. S. do Paraíso, MG 1.000
Latossolo Roxo (LR-SL) – Sete Lagoas, MG 1.000
Latossolo Roxo (LR-CP) – Capinópolis, MG 1.000
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-JP) – João Pinheiro, MG 1.000
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-CP) – Capinópolis, MG 1.000
Solo Turfoso (ORG-VN) – Venda Nova, ES 1.000
Tabela 3 - Características físico-químicas da molécula de sulfentrazone
Solubilidade (µg mL
-1
)
Peso Molecular
pH 6,0 pH 7,0 pH 7,5
Pressão de Vapor
(mm Hg a 25
o
C)
pKa
Densidade
(g cm
-3
a
20
o
C)
387,2 110 780 1600 1,0 x 10
-9
6,56 1,66
Grupo químico Ponto de fusão Coeficiente de partição (Kow) pH produto técnico
Aril-triazolinonas 120-122
o
C 9,8 (pH 7,0) 4,78
Fonte: Grey et al. (1997, 2000), FMC Corp. (1999).
O sulfentrazone é um ácido fraco, com características de compostos aniônicos,
sofrendo ionização em solução aquosa, em função do seu pK e do índice pH do meio.
Seu pK
(21
o
C)
é de 6,56. Assim, optou-se por padronizar o pH da solução das matrizes
para 5,2, e a porcentagem de ionização da molécula de ácidos fracos em solução aquosa,
em função do seu índice de pH e seu pK, foi de 4,2%, determinada pela fórmula:
% de ionização = 100/(1+ antilog
10
(pK – pH))
Para extração do sulfentrazone não sorvido pelos colóides, cada solução mais os
substratos foram acondicionados em frascos de vidro e colocados sob agitação
horizontal à temperatura de 24 ± 2
o
C, por 48 h, até atingir sorção completa do
herbicida, sendo após centrifugados a 650xg por 10 minutos. O sobrenadante foi filtrado
em filtro Milipore com membrana de 0,45 µm de poro e posteriormente analisado por
35
método analítico, para determinação das concentrações do sulfentrazone nas amostras.
A quantificação do sulfentrazone por cromatografia líquida de alta eficiência com
coluna C
18
e a detecção por espectrofotometria em ultravioleta foram feitas segundo
técnica descrita por Ohmes & Mueller (1999), com algumas modificações. A fase móvel
foi constituída por acetonitrila:água (60:40), com razão de fluxo de 1,0 mL min.
-1
e
comprimento de onda de 214 nm. O cromatograma do extrato do herbicida em metanol
pode ser observado na Figura 1. A resposta do detector em função da concentração
mostrou linearidade entre 0,1 e 100 µg mL
-1
(Figura 2).
mV
2.000
1.000
0
0 2 4 6
Tem
p
o de reten
ç
ão
(
minutos
)
Resposta do detecto
r
Solvente
Sulfentrazone
4.143 min.
Figura 1 - Cromatograma do extrato do herbicida sulfentrazone em metanol.
y = 91973x + 106503
R
2
= 0,9991
0,00E+00
1,00E+06
2,00E+06
3,00E+06
4,00E+06
5,00E+06
6,00E+06
7,00E+06
8,00E+06
9,00E+06
1,00E+07
0 102030405060708090100
Sulfentrazone (µg mL
-1
)
Área
Figura 2 - Curva das concentrações de sulfentrazone, utilizadas na determinação da
curva-padrão por cromatografia líquida (HPLC).
O sulfentrazone foi quantificado comparando-se as áreas dos picos das amostras
dos cromatogramas com a curva de calibração na determinação da concentração do
herbicida na solução em equilíbrio com o substrato (µg mL
-1
) (Figura 2). A
quantificação do sulfentrazone que ficou na solução em equilíbrio com o substrato foi
36
obtida pela equação x/m = v/m (C
p
– C
e
), em que: x/m = quantidade do sulfentrazone
sorvido por grama de solo (µg g
-1
); v = volume da solução do sulfentrazone adicionado
(mL); m = massa de substrato (g); C
p
= concentração do sulfentrazone na solução
padrão (µg mL
-1
); e C
e
= concentração do sulfentrazone na solução em equilíbrio com o
solo (µg mL
-1
). Já a determinação da quantidade que ficou sorvida no solo foi feita pela
diferença entre a quantidade adicionada e a quantidade do sulfentrazone remanescente
em equilíbrio na solução.
O coeficiente de partição, Kd, foi determinado para cada combinação solo vs.
concentração do sulfentrazone adicionado ao substrato, sendo definido pela relação: Kd
= C
S
/ C
W
, em que Kd é o coeficiente de partição solo-água (L kg
-1
) e C
S
e C
W
representam, respectivamente, as concentrações de herbicida sorvido ao solo (µg g
-1
) e
que permanecem em solução (µg mL
-1
), após o período de equilíbrio. A normalização
para o teor de carbono orgânico é feita com a relação: K
oc
= (100*Kd) / ƒ
oc
, em que K
oc
representa o coeficiente de partição normalizado para o teor de carbono orgânico do
solo (L kg
-1
) e ƒ
oc
indica o teor (dag kg
-1
) desse carbono. Os valores de Kd são
inerentes à combinação das características químicas e físicas do solo e do herbicida em
questão. Considera-se que o K
oc
, por sua vez, permite a comparação da sorção entre
diferentes solos.
No entanto, o Kd, às vezes, não é suficientemente exato para descrever a sorção
de um herbicida em uma faixa de concentrações. As relações entre as concentrações em
solução e na fase sólida podem, então, ser descritas por isotermas. Para determinação de
uma isoterma, é necessário estabelecer o Kd em diferentes concentrações iniciais do
herbicida em solução.
Para interpretação do estudo da sorção do sulfentrazone em diferentes
concentrações utilizou-se a equação de Freundlich, que estabelece a correlação entre a
quantidade de herbicida adsorvido e a quantidade em solução. A partir da concentração
de equilíbrio (C
e
) e da quantidade sorvida (x/m), determinadas experimentalmente,
foram ajustadas as isotermas de sorção de Freundlich, utilizando-se a equação x/m =
K
f
.C
e
1/n
, em que: K
f
= coeficiente de sorção; e 1/n = índice da intensidade da sorção, que
indica o grau de linearidade da isoterma. Quando n = 1, a sorção será linearmente
proporcional à concentração da solução de equilíbrio; conseqüentemente, Kd e K
f
se
equivalem. Entretanto, quando n se desvia da unidade, o Kd torna-se específico para a
concentração na qual ele foi determinado, e K
f
torna-se o coeficiente mais adequado
para descrever a sorção do herbicida. Semelhantemente ao Kd, o K
f
pode ser
37
normalizado para o teor de carbono orgânico, pela seguinte relação: K
foc
= (100*Kf) /
ƒ
oc
, em que K
foc
representa o coeficiente de sorção de Freundlich normalizado para o
teor de carbono orgânico do solo (L kg
-1
) e ƒ
oc
indica o teor (dag dg
-1
) desse carbono.
Os valores de K
f
são inerentes à combinação das características químicas e
físicas do solo e do herbicida em questão. Considera-se que o K
foc
, por sua vez, permite
a comparação da sorção entre diferentes solos, sendo o índice mais utilizado em
métodos de classificação da mobilidade e em modelos de simulação do comportamento
de pesticidas no solo. Esse tipo de normalização de K
f
é especialmente importante no
caso dos herbicidas que têm sua sorção diretamente influenciada pela matéria orgânica,
como para o sulfentrazone (dados não publicados).
Para melhor visualização prática da sorção do sulfentrazone nos substratos,
calculou-se a proporção do herbicida sorvido em relação ao adicionado (S
S
). Utilizou-se
a equação S
S
= (100*x/m*m) / (C
P
*v), em que: S
S
= proporção do herbicida sorvido em
relação ao adicionado (%); x/m = quantidade do sulfentrazone sorvido por grama de
solo (µg g
-1
); m = massa de substrato (g); C
p
= concentração do sulfentrazone na
solução-padrão (µg mL
-1
); e v = volume da solução do sulfentrazone adicionado (mL).
O ranqueamento do sulfentrazone quanto ao seu potencial de lixiviação foi
realizado utilizando-se o índice proposto por Gustafson (1989): GUS = log t
1/2
* (4 – log
K
foc
), em que GUS representa um índice adimensional, t
1/2
representa a meia-vida do
herbicida no solo, em dias, e K
foc
representa o coeficiente de sorção de Freundlich
normalizado para o teor de carbono orgânico do solo. Herbicidas com GUS < 1,8 são
considerados não-lixiviadores, ao passo que índices superiores a 2,8 representam pro-
dutos lixiviadores. Aqueles com valores entre 1,8 e 2,8 são considerados intermediários.
Quanto à análise estatística dos dados, os oito solos e as cinco concentrações do
sulfentrazone foram combinados num esquema fatorial, com três repetições, em um
delineamento inteiramente casualizado. Os valores de Kd, K
oc
e da proporção da sorção
(S
S
) foram submetidos à análise de variância, para determinar se havia diferenças
significativas entre as concentrações, dentro de cada solo, e entre solos, dentro de
cada concentração; independentemente da interação, os fatores foram desdobrados.
Comparações entre médias dos coeficientes para os substratos foram feitas pelo critério
de Scott-Knott; já as concentrações foram estudadas por análise de regressão. Foi
estimado o coeficiente de correlação de Pearson entre os coeficientes de sorção e as
propriedades dos solos.
38
RESULTADOS E DISCUSSÃO
O estudo da sorção do sulfentrazone nos oito solos brasileiros não foi claramente
explicado pelo uso de coeficiente de partição (Kd), uma vez que este diferiu nas
concentrações do herbicida (Tabela 4). O valor do Kd tem a tendência de diminuir nas
concentrações crescentes do herbicida, semelhantemente ao observado por Grey et al.
(1997).
Considerando a concentração do sulfentrazone de 5,5 µg mL
-1
, a ordem decres-
cente da capacidade sortiva dos solos estudados, ranqueada pelo Kd, foi a seguinte:
ORG-VN > LVE-SSP > LVA-CP > LR-SL > ARG-PD > LR-CP > LVA-JP > ARG-PC
(Tabela 4).
Analisando apenas o Argissolo quando submetido aos sistemas de plantio direto
(ARG-PD) (2,0% de CO) e convencional (ARG-PC) (1,56% de CO), observa-se
nitidamente o efeito da matéria orgânica na sorção do sulfentrazone, uma vez que os
solos possuem a mesma constituição da fração argila. Semelhantemente, Reddy &
Locke (1998) constataram maior sorção de sulfentrazone no solo em sistema de plantio
direto, comparado ao solo em sistema convencional, devido ao maior teor de carbono
orgânico no plantio direto. Em outros trabalhos (capítulo 1), foi observada sorção média
de 87,39% do sulfentrazone presente na solução inicial, indicando assim o importante
papel da matéria orgânica do solo na sorção desse herbicida.
Tabela 4 - Médias estimadas dos coeficientes de partição (Kd) do sulfentrazone nas
diferentes concentrações a pH 5,2, nos solos estudados
Concentrações de sulfentrazone (µg mL
-1
)
Solo
5,5 15 30 45 75
Equação de Regressão R
2
ARG-PC 2,60 c 3,31 b 2,36 c 2,05 b 1,35 b Ŷ= 3,13 – 0,02*(dose) 0,79
ARG-PD 4,17 b 4,12 b 2,41 c 2,44 b 2,12 b Ŷ= 4,82 – 0,09*(dose) + 0,0007*(dose)
2
0,89
LVE-SSP 5,05 b 2,14 c 2,04 c 2,39 b 2,03 b Ŷ= 8,58 – 2,03*√(dose) + 0,15*(dose) 0,80
LR-SL 4,19 b 3,60 b 3,09 b 3,33 b 2,41 b Ŷ= 4,08 – 0,02*(dose) 0,86
LR-CP 3,81 b 1,88 c 1,64 c 1,08 c 1,59 b Ŷ= 7,13 – 1,78*√(dose) + 0,13*(dose) 0,95
LVA-JP 3,01 c 1,79 c 1,48 c 1,92 b 1,93 b Ŷ= 4,93 – 1,08*√(dose) + 0,09*(dose) 0,82
LVA-CP 4,95 b 2,04 c 1,44 c 0,98 c 1,04 b Ŷ= 9,56 – 2,47*√(dose) + 0,17*(dose) 0,96
ORG-VN 8,46 a 5,65 a 4,30 a 5,93 a 4,40 a Ŷ= 12,22 – 2,11*√(dose) + 0,15*(dose) 0,74
Médias seguidas pelas mesmas letras na coluna não diferem entre si pelo critério de Scott-Knott a 5% de
significância. * Significativo pelo teste de t (P < 0,05).
39
A ordem de grandeza dos valores de Kd obtidos nos solos brasileiros foi cerca
de dez vezes superior à obtida para o sulfentrazone em solos em regiões temperada
(Grey et al., 1997), mesmo estes possuindo de 6 a 30% de argila e de 1,0 a 3,1% de
matéria orgânica. Entretanto, foram semelhantes aos observados por Reddy & Locke
(1998), também em condições temperadas.
O coeficiente de partição normalizado para o teor de carbono orgânico K
oc
também não foi adequado para representar a sorção do sulfentrazone nos solos
estudados, uma vez que diferiu nas concentrações do herbicida (Tabela 5). Quando se
analisa a sorção por meio do K
oc
, observa-se que o ORG-VN e o LR-SL possuem os
menores valores, em razão do seu elevado teor de carbono orgânico.
Rizzi (2003) observou maior biodisponibilidade do sulfentrazone na solução do
solo PVAd (textura arenosa), diferindo significamente dos solos LVdf (textura argilosa)
e LVd (textura média). Os solos de textura média e argilosa apresentaram maior valor
de Kd do que o de textura arenosa. O valor de Kd foi de 0,51 a 1,79, para solo da
camada de 0-20 cm de profundidade, e o de Koc foi de 51,59 a 134,14 para os solos
estudados por Rizzi (2003). Esses valores são da mesma ordem de grandeza dos valores
de Kd do presente trabalho. De acordo com os estudos de partição solo/água realizados
pela EPA (1997), o sulfentrazone apresenta, em média, índices de Kd menores que 1 e
Koc médio de 43.
As correlações de Kd, K
oc
, S
S
, K
f
e K
foc
com as propriedades físico-químicas dos
solos podem ser observadas na Tabela 6. No caso dos solos tropicais, altamente
intemperizados, onde a fração argila é predominantemente composta por argilas silica-
tadas de baixa atividade e oxídicas, a maior parte da CTC se deve à matéria orgânica do
solo, o que explica a simultaneidade de significância para as correlações de Kd, Koc e
Ss com T e CO, semelhantemente ao observado por Oliveira JR. (1998), estudando o
comportamento de vários herbicidas em solos brasileiros.
As equações simples de regressão de Kd em função de CO podem ser obser-
vadas na Figura 3; a regressão de Koc em função de T (CTC), na Figura 4; e a regressão
de Ss em função de CO, na Figura 5. A relação entre sorção (Kd e Ss) e matéria
orgânica do solo permitiu o ajuste de equações de regressão de Kd e Ss em função de
CO, com alto grau de ajustamento (r
2
≥0,92). A resposta de incremento da sorção é
linear em função de maiores teores de CO no solo. A resposta de Koc em função da
CTC do solo é inversamente proporcional, ou seja, maiores valores de Koc são
observados em solos com menor CTC.
40
Tabela 5 - Médias estimadas dos coeficientes de partição normatizado para o teor de
carbono orgânico do solo (Koc) do sulfentrazone nas diferentes
concentrações a pH 5,2, nos solos estudados
Concentrações de sulfentrazone (µg mL
-1
)
Solo
5,5 15 30 45 75
Equação de Regressão R
2
ARG-PC
166,9 d 212,0 a 151,1 A 131,3 a 86,3 b Ŷ= 200,64 – 1,50*(dose)
0,79
ARG-PD
208,7 d 206,2 a 120,7 A 122,4 a 106,2 b Ŷ= 241,57 – 4,38*(dose) + 0,03*(dose)
2
0,89
LVE-SSP
345,5 b 146,6 a 139,8 a 163,2 a 138,9 a Ŷ= 587,24 – 139,04*√(dose) + 10,33*(dose)
0,80
LR-SL
97,9 e 84,3 c 72,3 b 77,9 b 56,3 c Ŷ= 95,45 – 0,52*(dose)
0,86
LR-CP
256,8 c 126,8 b 110,7 a 72,9 b 107,1 b Ŷ= 480,19 – 119,66*√(dose) + 8,87*(dose)
0,95
LVA-JP
279,3 c 166,2 a 137,5 a 178,3 a 178,4 a Ŷ= 457,27 – 100,19*√(dose) + 8,00*(dose)
0,82
LVA-CP
471,1 a 194,3 a 137,4 a 93,2 b 98,7 b Ŷ= 910,19 – 235,56*√(dose) + 16,53*(dose)
0,96
ORG-VN
82,6 e 55,2 c 42,0 b 57,9 b 42,9 c Ŷ= 119,42 – 20,61*√(dose) + 1,42*(dose)
0,74
Médias seguidas pelas mesmas letras na coluna não diferem entre si pelo critério de Scott-Knott a 5% de
significância. * Significativo pelo teste de t (P < 0,05).
Tabela 6 - Estimativas dos coeficientes de correlação de Pearson entre as variáveis
Kd, Koc, Ss, Kf e Kfoc e propriedades físico-químicas dos solos. Os
valores entre parênteses correspondem à probabilidade (P)
Argila Silte Areia T T CO pH P-rem
Variável
avaliada
(dag kg
-1
) (cmol
c
dm
-3
) (dag kg
-1
) (H
2
O) (mg L
-1
)
Kd (L kg
-1
) -0,054 0,172 -0,009 0,516 0,955(**) 0,973(**) -0,484 -0,634
K
oc
(L kg
-1
) -0,278 -0,294 0,378 -0,761 -0,896(*) -0,855(*) 0,075 0,428
S
S
(%) 0,034 0,157 -0,090 0,489 0,938(**) 0,957(**) -0,497 -0,653
Kf (L kg
-1
) -0,416 0,039 0,395 0,348 0,543 0,547 -0,351 -0,078
K
foc
(L kg
-1
) -0,403 -0,302 0,504 -0,409 -0,583 -0,570 0,037 0,577
* Probabilidade de 5% ** Probabilidade de 1%.
Segundo Oliveira Jr. (1998), de modo geral, os herbicidas ácidos fracos
(dicamba, imazethapyr, metsulfuron, nicosulfuron e sulfometuron) foram os que apre-
sentaram menor sorção, ao passo que os herbicidas bases fracas (atrazine, hexazinone e
simazine) e não-iônicos (alachlor) foram os mais sorvidos. Quanto à correlação da
sorção (Kd) em função do teor de CO do solo, o autor observou maior resposta
no incremento da sorção nos maiores teores de CO para os herbicidas bases fracas e
não-iônicos.
A isoterma de sorção do sulfentrazone nos diferentes solos estudados foi
ajustada adequadamente à equação de Freundlich (Figura 6), como observado por Grey
et al. (1997) e Reddy & Locke (1998) na sorção do sulfentrazone em diferentes solos.
41
y = 0,386x + 1,796
R
2
= 0,95
0
1
2
3
4
5
6
01234567891011
CO (dag kg
-1
)
Kd (L kg
-1
)
Figura 3 - Relação entre o coeficiente de partição (Kd) do herbicida sulfentrazone e o
teor de carbono orgânico do solo.
y = -5,387x + 205,21
R
2
= 0,80
0
50
100
150
200
250
0 5 10 15 20 25 30 35
CTC (Cmol
c
dm
-3
)
Koc (L kg
-1
)
Figura 4 - Relação entre o coeficiente de partição normatizado para o teor de carbono
orgânico do solo (Koc) e a CTC do solo.
y = 2.013x + 15.61
R
2
= 0.92
0
5
10
15
20
25
30
35
40
02468101
CO (dag kg
-1
)
Ss (%)
2
Figura 5 - Relação entre a proporção de herbicida sulfentrazone sorvido em relação ao
adicionado (Ss) e o teor de carbono orgânico do solo.
42
y = 4,5747x
0,7584
R
2
= 0,9372
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 6,3963x
0,7294
R
2
= 0,9798
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 6,0198x
0,7068
R
2
= 0,9307
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 5,2417x
0,8326
R
2
= 0,9928
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 5,48x
0,5991
R
2
= 0,8682
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 3,2625x
0,8312
R
2
= 0,954
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 9,5217x
0,3792
R
2
= 0,8322
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
y = 9,7941x
0,7917
R
2
= 0,9714
0
25
50
75
100
125
150
175
200
225
250
0 10203040506070
ARG-PC
ARG-PD
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
L
R
-SL
LVE-SSP
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
L
R
-CP LVA-JP
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
) Ce (µg mL
-1
)
LVA-CP ORG-VN
x/m (µg g
-1
)
x/m (µg g
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Ce (µg mL
-1
)
Figura 6 - Isotermas de sorção do sulfentrazone em diferentes solos brasileiros a
pH 5,2.
43
As isotermas de sorção do sulfentrazone para os diferentes solos foram do
tipo-L (Figura 6), de acordo com a classificação proposta por Giles et al. (1960),
semelhantemente aos resultados observados por Grey et al. (1997). Isotermas de sorção
do tipo-L, também encontradas por Goetz et al. (1986, 1989), Grey et al. (1996, 1997),
Celis et al. (1997), Reddy & Locke (1998) e Albuquerque et al. (1999), indica
diminuição dos sítios de sorção com o aumento da concentração do herbicida.
Os coeficientes de Freundlich determinados, K
f
e 1/n, bem como os
coeficientes de determinação (R
2
) e o K
foc
, estão apresentados na Tabela 7. Verifica-se
que a equação de Freundlich ajusta-se adequadamente para descrever a sorção do
sulfentrazone para todos os solos cujos coeficientes de determinação (R
2
) variaram de
0,832 a 0,993. Observa-se nesta tabela que a sorção do sulfentrazone pelos solos LVA-
CP e ORG-VN é cerca de duas vezes superior à sorção nos demais solos. O coeficiente
de Freundlich, K
f
, variou de 3,263 a 9,794, e o valor de 1/n, de 0,379 a 0,833, nos solos
estudados (Tabela 7).
Tabela 7 - Valores das constantes de Freundlich (K
f
e K
foc
) e do índice de intensidade
da sorção (1/n) do sulfentrazone em diferentes solos brasileiros a pH 5,2
Kf
a
K
foc
Substrato
L kg
-1
1/n
1/
R
2 2/
Argissolo – plantio convencional (ARG-PC) 4,575 293,27 0,758 0,937
Argissolo – plantio direto (ARG-PD) 6,396 320,60 0,729 0,980
Latossolo Vermelho-Escuro (LVE-SSP) 6,020 411,76 0,707 0,931
Latossolo Roxo (LR-SL) 5,242 122,62 0,833 0,993
Latossolo Roxo (LR-CP) 5,480 369,02 0,599 0,868
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-JP) 3,263 302,41 0,831 0,954
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA-CP) 9,522 906,86 0,379 0,832
Solo Turfoso (ORG-VN) 9,794 95,66 0,792 0,971
1/
valores dos coeficientes de Freundlich.
2/
coeficientes de determinação da isoterma de Freundlich.
O coeficiente de Freundlich não deve ser utilizado isoladamente para descrever a
sorção do sulfentrazone nos solos brasileiros; deve-se, ainda, considerar o valor do
índice da intensidade da sorção (1/n), que indica a linearidade da isoterma. O valor
de K
f
alto, necessariamente, não indica maior sorção no solo se este possuir 1/n
44
baixo (diferindo muito de 1), como observado no LVA-CP. Este solo, mesmo possuindo
K
f
= 9,522, semelhante ao ORG-VN (9,794), demonstrou sorção média de apenas
16,18% do sulfentrazone adicionado à solução inicial (S
S
) (Tabela 8), quando
comparado a 35,81% de sorção média no ORG-VN, uma vez que, enquanto o ORG-VN
possuiu 1/n = 0,792, o do LVA-CP foi apenas de 0,379 (Tabela 7). Este valor elevado
de K
f
demonstra uma realidade incoerente, principalmente quando o valor é
normalizado para o teor de carbono orgânico do solo (K
foc
).
A sorção do sulfentrazone avaliada pela proporção do herbicida sorvido, em
relação ao adicionado, pode ser observada na Tabela 8. Observa-se que ocorre diferença
da proporção sorvida (Ss) nas diferentes concentrações iniciais de sulfentrazone,
explicada pela regressão linear simples, entretanto, para melhor quantificação da sorção,
esta será analisada pela média das concentrações. Em média, o ORG-VN adsorveu
35,81% do sulfentrazone adicionado à solução inicial (S
S
) (Tabela 8), resultado
esperado, pois no capítulo 1 desta tese foi observada sorção média de 87,39% do
sulfentrazone presente na solução inicial, pelos ácidos húmicos, indicando assim o
importante papel da matéria orgânica do solo na sorção deste herbicida. Isso justifica o
fato de a eficácia de sulfentrazone ser altamente dependente do teor de matéria orgânica
no solo, razão pela qual o controle de plantas daninhas decresce, principalmente na
presença de teores maiores de matéria orgânica, indicando menor quantidade do
herbicida presente na solução do solo para exercer sua ação (Wehtje et al., 1997).
Tabela 8 - Médias estimadas das proporções de sulfentrazone sorvido em relação ao
adicionado (Ss) nas diferentes concentrações a pH 5,2, nos solos estudados
Concentrações de sulfentrazone (µg mL
-1
)
Solo
5,5 15 30 45 75
Equação de Regressão R
2
ARG-PC 20,5 c 24,7 b 19,1 c 17,0 b 11,8 c Ŷ= 23,92 – 0,16*(dose) 0,82
ARG-PD 29,1 b 28,7 b 19,4 c 19,5 b 17,5 b Ŷ= 32,67 – 0,48*(dose) + 0,004*(dose)
2
0,90
LVE-SSP 33,3 b 17,6 c 16,8 c 19,2 b 16,9 b Ŷ= 52,14 – 10,87*√(dose) + 0,81*(dose) 0,79
LR-SL 28,8 b 26,2 b 23,6 b 24,6 b 19,4 b Ŷ= 28,61 – 0,12*(dose) 0,89
LR-CP 27,2 b 15,8 c 14,1 d 9,8 c 13,3 c Ŷ= 47,85 – 10,92*√(dose) + 0,80*(dose) 0,95
LVA-JP 23,2 c 15,2 c 12,9 d 16,0 b 16,1 b Ŷ= 36,02 – 7,23*√(dose) + 0,58*(dose) 0,82
LVA-CP 33,1 b 16,9 c 12,6 d 8,9 c 9,4 c Ŷ= 60,19 – 14,32*√(dose) + 0,98*(dose) 0,98
ORG-VN 45,7 a 35,8 a 29,9 a 37,2 a 30,5 a Ŷ= 59,00 – 7,46*√(dose) + 0,50*(dose) 0,69
Médias seguidas pelas mesmas letras na coluna não diferem entre si pelo critério de Scott-Knott a 5% de
significância. * Significativo pelo teste de t (P < 0,05).
45
Considerando a proporção do sulfentrazone sorvido em relação à concentração
inicial (S
S
), a ordem decrescente da sorção pelos solos estudados foi a seguinte: ORG-
VN (35,81%) > LR-SL (24,51%) > ARG-PD (22,84%) > LVE-SSP (20,77%) > ARG-
PC (18,61%) > LVA-JP (16,68%) > LVA-CP (16,18%) > LR-CP (16,05%) (Tabela 8),
sendo contraditória à escala de predisposição à sorção ranqueada pelo valor de Kd
(Tabela 4) e pelo valor de K
f
(Tabela 7). No entanto, uma análise crítica detalhada das
isotermas de sorção (Figura 6) demonstra maior coerência na escala ranqueada pela
proporção do herbicida que foi sorvido aos solos.
A sorção do sulfentrazone é significativamente influenciada pelo pH do solo,
porém este não afetou a sorção do herbicida no presente trabalho, pois o pH da solução
foi ajustado para 5,2, objetivando eliminar esse fator, que foi previamente relatado na
literatura (Grey et al., 1997).
Os teores altos de carbono orgânico e a constituição da fração argila nos solos
ORG-VN (10,24%), LR-SL (4,28%) e ARG-PD (2,00%), possivelmente, são os
responsáveis pela maior sorção do sulfentrazone, como previamente relatado por Reddy
& Locke (1998). Segundo Pusino et al. (1992) e Celis et al. (1997), as substâncias
húmicas são relatadas como as principais responsáveis pela sorção de herbicidas dentre
os compartimentos da matéria orgânica do solo. Vários trabalhos demonstram a alta
afinidade entre o herbicida e os ácidos húmicos (Celis et al., 1997; Martin-Neto et al.,
1994; Procópio et al., 2001).
O pH nas soluções de equilíbrio, ajustado para 5,2, encontra-se na faixa do pKa
dos ácidos húmicos (em torno de 4,8-5,2), favorecendo seu formato globular, com maior
conteúdo de sítios hidrofóbicos (Senesi et al., 1996). Este pH também resulta num
equilíbrio entre cargas positivas e negativas; como o sulfentrazone é um ácido fraco
(pKa=6,56), nessas condições de pH ocorre protonação de parte de seus grupamentos
(principalmente fenólicos e sulfônicos), resultando em um comportamento parcial
catiônico (Grey et al., 2000), sendo seu grau de ionização (pH 5,2) de 4,2%. Nessa
situação, haverá elevada atração entre as moléculas do sulfentrazone e os grupamentos
dos ácidos húmicos que se encontram sem carga ou com cargas negativas.
O estudo da disposição de cargas e potenciais de carga relativa na molécula do
sulfentrazone demonstrou a presença de cargas relativas ou região positiva e negativa,
em condições de pH constante, indicando o potencial de adsorção aniônica ou catiônica
do sulfentrazone no solo por forças de London Van Der Waals ou outra força de atração
fraca (Grey et al., 2000).
46
Os teores altos e a constituição da fração argila nos solos LVE-SSP (49%) e
ARG-PC (45%) possivelmente contribuíram para a considerável sorção do
sulfentrazone, sendo superior às observadas nos solos LVA-JP e LVA-CP, com 28 e
23% de argila, respectivamente. Entretanto, o solo LR-CP, mesmo possuindo 37% de
argila e 1,49% de CO, demonstrou menor sorção do sulfentrazone, possivelmente
devido às diferenças na constituição da fração argila desses solos (Grey et al., 1997), ou
mesmo aos cátions que estão saturando a CTC do solo (Grey et al., 2000). O elevado
teor de Ca
+2
, Mg
+2
e K no LR-CP possivelmente influenciou a sorção do sulfentrazone,
devido ao efeito de dispersão das argilas pelos diferentes cátions e sua interação com o
Ca
+2
(Grey et al., 2000).
Paula Neto (1999), estudando a influência de atributos de diferentes classes de
solos (LVA, LV, LVdf e NV) na eficiência do sulfentrazone no controle da tiririca
(Cyperus rotundus), observou que essa eficiência diminuiu com o aumento no teor de
óxidos de ferro. Rizzi (2003) constatou maior sorção de sulfentrazone em solo com
maior teor de óxidos de ferro, argila e matéria orgânica, demonstrando a importância
destes componentes na sorção do sulfentrazone.
Analisando a média das proporções de sorção do sulfentrazone aos principais
constituintes da fração argila de solos tropicais, em relação ao adicionado à solução,
observaram-se as seguintes proporções de sorção: 7,73; 9,59; 11,79; 15,27; 17,69; e
87,39%, respectivamente para caulinita, ferridrita, goethita, bauxita, hematita e ácidos
húmicos (capítulo 1). Portanto, dentre os principais constituintes da CTC de solos
tropicais, a caulinita (argila silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido de ferro
amorfo) e a goethita (óxido de ferro cristalino) são as que possuem menor contribuição
na sorção do sulfentrazone, e bauxita (óxido de alumínio), hematita (óxido de ferro
cristalino) e os ácidos húmicos (constituinte da matéria orgânica) são os principais
responsáveis pela sorção deste herbicida nos solos brasileiros (capítulo 1).
Grey et al. (1997) observaram maior sorção do sulfentrazone em solo com maior
teor de hematita e gibsita (óxido de alumínio). Essa maior sorção de herbicidas
aniônicos ao solo com alto teor de hematita e gibsita foi previamente relatada para o
chlorimuron e o imazaquin (Goetz et al., 1986, 1989).
A falta de atração entre as formas moleculares e iônicas do herbicida por
superfícies hidrofílicas foi o provável mecanismo responsável pela não-ocorrência de
sorção do herbicida picloran pela caulinita, observada por Grover (1971), sendo isso
também sugerido por Procópio et al. (2001), pela baixa adsorção do atrazine à caulinita.
47
Esses autores constataram sorção baixa de atrazine nos óxidos de ferro (goethita e
ferridrita), quando comparada com os ácidos húmicos. Estudos de sorção realizados por
Cox et al. (1998) indicaram que a sorção do inseticida imidacloprid foi cerca de
300 vezes maior nos ácidos húmicos do que na ferridrita.
Como o pH utilizado na suspensão de equilíbrio foi de 5,2 e a superfície dos
colóides atinge valores ao redor de duas unidades abaixo do pH da solução, valores
estes menores que o PCZ destes óxidos (± 7,0), há tendência de predominância de
cargas positivas. Por ser o sulfentrazone um ácido fraco (pKa=6,56), nessas condições
de pH ocorre protonação de parte de seus grupamentos, resultando em um
comportamento parcial catiônico, o que pode levar à repulsão de cargas, reduzindo a
sorção (Borggaard & Streibig, 1988).
Grey et al. (1997), mesmo observando valores de Kd bem inferiores aos do
presente trabalho, relataram a proporção de sorção de 68% e 78% do sulfentrazone
adicionado, respectivamente para um solo possuindo maior proporção de esmectita e
outro com maior proporção de gibsita, ambos possuindo 30% de argila, o mesmo pH e a
mesma concentração do herbicida na solução, demonstrando com isso a importância da
constituição da fração argila na sorção do sulfentrazone.
A dissipação do sulfentrazone no solo é afetada pelo sistema de manejo deste,
sendo observada a meia-vida (t
1/2
) de 36 dias no plantio direto (ARG-PD) e de 64 dias
no convencional (ARG-PC) (capítulo 4). A variação na dissipação do sulfentrazone
pode estar relacionada com o teor de matéria orgânica do solo e a atividade microbiana
deste, a qual também é afetada pelo teor de carbono orgânico e as condições micro e
macroclimáticas no solo, diferentes nos dois sistemas de manejo do solo (Tabela 1).
Ao se calcular o índice de GUS (Gustafson, 1989), no ranqueamento do
sulfentrazone quanto ao seu potencial de lixiviação nos dois sistemas de manejo,
observa-se no ARG-PD (t
1/2
de 36 dias) GUS = 2,33 e, no convencional (t
1/2
de 64 dias),
GUS = 2,77, apresentando, assim, potencial intermediário de lixiviação. Entretanto, no
plantio convencional o índice está muito próximo do limite inferior para ser classificado
como lixiviador (GUS > 2,8) (Figura 7).
A dissipação do sulfentrazone no solo é lenta e caracterizada pelo declínio
gradual na concentração do herbicida no tempo (capítulo 4), semelhantemente ao
observado por Ohmes et al. (2000) em condições de clima temperado. Os autores, ainda,
observaram que a meia-vida do sulfentrazone no solo variou de 24 a 113 dias, sendo
influenciada pela disponibilidade de umidade no solo.
48
0
75
100
125
150
175
200
225
250
275
300
325
350
375
400
425
450
475
500
ARG-PC
ARG-PD
LVE-SSP
LR-SL
LR-CP
LVA-JP
LVA-CP
ORG-VN
Meia-vida (dias)
50
t
1/2
=64
25
t
1/2
=36
Figura 7 - Estimativas de meia-vida (t
1/2
) do sulfentrazone para que seja classificado
como não-lixiviador (t
1/2
< limite inferior) ou lixiviador (t
1/2
> limite superior
do intervalo), de acordo com o índice GUS.
Considerando-se a meia-vida do sulfentrazone observada no ARG-PC de
64 dias, o herbicida seria classificado como de potencial intermediário para lixiviação
(Figura 7), exceto para os solos LR-SL e ORG-VN, no qual ele seria classificado como
lixiviador.
Entretanto, considerando-se a meia-vida obtida no ARG-PD (36 dias), o
sulfentrazone seria classificado como de potencial intermediário para lixiviação,
exceto para os solos LR-SL e ORG-VN, no qual seria ranqueado como lixiviador, e no
LVA-CP, onde seria classificado como não-lixiviador (Figura 7).
O solo LVA-CP necessita de ampla faixa de meia-vida para que possa ser
considerado de potencial intermediário para lixiviação (53 a 485 dias), fato este
explicado por possuir elevado coeficiente de Freundlich (9,522) e baixo teor de carbono
orgânico (1,05%), proporcionando um K
foc
muito alto (906,86). Outro componente da
isoterma de Freundlich que deveria ser considerado para suportar o cálculo do K
foc
é o
49
1/n, que neste caso foi muito baixo (0,379), porém não é considerado no índice de GUS,
ranqueando, assim, um solo com baixa capacidade sortiva (S
S
= 16,18%), como um não-
lixiviador, mesmo na persistência do herbicida por maior tempo.
CONCLUSÕES
De acordo com os resultados, chegou-se às seguintes conclusões:
• A sorção do sulfentrazone nos oito solos brasileiros não foi claramente explicada
pelo uso de coeficiente de partição (Kd), uma vez que este diferiu nas concentrações
do herbicida. Esse valor tem a tendência de diminuir nas concentrações crescentes
do herbicida.
• Considerando a concentração do sulfentrazone de 5,5 µg mL
-1
, a ordem decrescente
da capacidade sortiva dos solos estudados ranqueada pelo Kd foi a seguinte: ORG-VN
> LVE-SSP > LVA-CP > LR-SL > ARG-PD > LR-CP > LVA-JP > ARG-PC.
• As correlações de Kd, K
oc
e S
S
com o carbono orgânico (CO) e a CTC do solo (T)
mostraram-se semelhantes para todas as doses do sulfentrazone analisadas
individual ou coletivamente com as correlações de K
f
, K
foc
e S
S
com o CO e a T dos
solos estudados.
• As isotermas de sorção de Freundlich foram do tipo-L.
• O coeficiente de Freundlich não deve ser utilizado isoladamente para descrever a
sorção do sulfentrazone nos solos brasileiros; deve-se, ainda, considerar o valor do
índice da intensidade da sorção (1/n), que indica a linearidade da isoterma.
• A ordem decrescente da sorção do sulfentrazone pelos solos estudados, conside-
rando os valores de K
f
com os respectivos 1/n, foi a seguinte: ORG-VN (9,794)
(1/n=0,792) > LVA-CP (9,522)(1/n=0,379) > ARG-PD (6,396)(1/n=0,729) >
LVE-SSP (6,020)(1/n=0,707) > LR-CP (5,480)(1/n=0,599) > LR-SL (5,242)(1/n=
0,833) > ARG-PC (4,575)(1/n=0,758) > LVA-JP (3,263)(1/n=0,831).
• A variável mais coerente para ranquear os solos quanto à capacidade de sorção do
sulfentrazone foi a proporção do sulfentrazone sorvido em relação à concentração
inicial (S
S
), sendo a ordem decrescente da sorção a seguinte: ORG-VN (35,81%) >
LR-SL (24,51%) > ARG-PD (22,84%) > LVE-SSP (20,77%) > ARG-PC (18,61%)
> LVA-JP (16,68%) > LVA-CP (16,18%) > LR-CP (16,05%), sendo contraditória à
escala de predisposição à sorção ranqueada pelo valor de Kd e pelo valor de K
f
.
50
• A avaliação do potencial de lixiviação, por meio do índice GUS, demonstrou que o
sulfentrazone pode ser considerado lixiviador, intermediário ou não-lixiviador,
dependendo do solo considerado. Considerando-se a meia-vida de 64 dias, obser-
vada no ARG-PC (plantio convencional), o herbicida seria classificado como de
potencial intermediário para lixiviação, exceto para os solos LR-SL e ORG-VN, no
qual ele seria classificado como lixiviador. Entretanto, considerando-se a meia-vida
de 36 dias, observada no ARG-PD (plantio direto), o sulfentrazone seria classificado
como de potencial intermediário para lixiviação, exceto para os solos LR-SL e
ORG-VN, no qual seria ranqueado como lixiviador e no LVA-CP, que seria
classificado como não lixiviador.
• O uso do sulfentrazone é mais seguro do ponto de vista ambiental quando aplicado
em áreas de plantio direto.
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53
3. EFEITOS DA COBERTURA MORTA DO SOLO NA LIXIVIAÇÃO DO
SULFENTRAZONE EM DIFERENTES SOLOS
RESUMO
Objetivou-se neste trabalho avaliar a influência de diferentes intensidades de
cobertura do solo com palhada de milho na lixiviação de sulfentrazone, da palha para o
solo e também no solo. Foram avaliadas cinco intensidades de cobertura com palha
(0; 1,5; 3,0; 6,0; e 9,0 t ha
-1
de massa seca), em quatro solos com características
químicas e físicas distintas. O experimento foi realizado em condições controladas,
sendo cada parcela constituída por uma coluna de PVC de 20 cm de comprimento
previamente cheia com o substrato. A lavagem (lixiviação) do sulfentrazone (600 g ha
-1
)
da palhada para o solo e também sua movimentação no solo não foram influenciadas
pela quantidade de palha na superfície do solo quando após sua aplicação ocorreu a
chuva de 20 mm. O sulfentrazone apresentou lixiviação diferenciada entre os solos
estudados, sendo a escala de predisposição à lixiviação a seguinte: Argissolo - Viçosa
(ARG) > Latossolo Roxo – Capinópolis (LR-CP) > Latossolo Vermelho-Amarelo –
João Pinheiro (LVA) > LR – Sete Lagoas (LR-SL). A maior sorção de sulfentrazone
ocorreu no solo LR-SL, que apresentava 81% de argila, 7,37% de MO e pH 5,1, onde
o produto ficou retido nos primeiros 5 cm da superfície do solo. O solo ARG (45%
de argila, 2,69% de MO e pH 5,40) demonstrou baixa sorção do sulfentrazone,
observando-se movimentação deste herbicida até a camada de 15-20 cm de profun-
didade. Nos solos LVA com 28% de argila, 1,86% de MO e pH 5,26 e LR-CP com 37%
de argila, 2,56% de MO e pH 7,36, observou-se sorção e movimentação intermediária
do sulfentrazone. Conclui-se que a eficiência do sulfentrazone no controle das plantas
daninhas, bem como seu impacto ambiental, depende das características físico-químicas
dos solos e do teor de matéria orgânica.
Palavras-chave: ariltriazolinona, sorção, lixiviação, plantio direto, resíduo.
54
EFFECTS OF THE SOIL MULCH ON SULFENTRAZONE LEACHING IN
DIFFERENT SOILS
ABSTRACTT
The objective of this study was to evaluate the influence from different
intensities of the cornstraw soil covering on the sulfentrazone leaching to the soil, and
sulfentrazone leaching through soil profile. Five cornstraw intensities (zero; 1.5; 3.0;
6.0; and 9.0 t ha
-1
dry matter) were evaluated in four soils with different chemical and
physical characteristics. The experiment was carried out under controlled conditions,
and each plot consisted of one 20cm-long PVC column previously filled with
substratum. The washing (leaching) of the cornstraw sulfentrazone (600 g ha
-1
) to the
soil as well as the sulfentrazone movement in soil profile was not influenced by the
cornstraw amount on soil surface, when a 20mm rainfall occurred after its application.
The sulfentrazone leaching presented a different performance among the studied soils,
and the leaching scale is as follows: Argissolo – Viçosa (ARG)> Latosolo Roxo -
Capinópolis (LR-CP)> Latosolo Vermelho-Amarelo - João Pinheiro (LVA)> LR – Sete
Lagoas (LR-SL). A higher sulfentrazone sorption occurred in soil LR-SL that presented
81% clay, 7.37% OM and pH 5.1, where sulfentrazone was retained at the first 5cm of
soil surface. The ARG soil, (45% clay, 2.69% OM and 5.40 pH), exhibited low
sulfentrazone sorption, and this herbicide moved down to a layer of 15-20 cm depth. In
LVA soils with 28% clay, 1.86% OM and 5.26 pH, and LR-CP with 37% clay, 2.56%
OM and 7.36 pH, the sorption and intermediary movement was observed for
sulfentrazone. It is concluded that sulfentrazone might be safely used in areas with
no-till planting system, yet its efficiency in controlling the weeds and its environmental
impact depends on the chemical and physical soil characteristics and the organic matter
contents as well.
Keywords: aryltriazolinone, sorption, leaching, no-till planting, residue.
55
INTRODUÇÃO
O movimento de um herbicida no solo depende basicamente das interações entre
a sua estrutura molecular, a qual confere propriedades relacionadas a determinados
grupos funcionais, e as características de solo, da cobertura deste e do manejo ao qual a
área é submetida, além dos fatores climáticos. O conhecimento das interações entre os
herbicidas e a cobertura do solo (palhada), além da compreensão dos fatores que
regulam as complexas interações de retenção da molécula do herbicida no solo, são
essenciais para entender o comportamento dessas substâncias no ambiente.
A cobertura morta, constituída por resíduos vegetais, desempenha importante
função no sucesso dos diversos sistemas agrícolas, agindo como camada isolante,
protegendo o solo das alterações térmicas extremas ao longo do dia, reduzindo a
evaporação e mantendo o solo úmido mesmo durante períodos longos de estiagem. Ela
proporciona, também, o enriquecimento do solo em matéria orgânica e condições
favoráveis ao desenvolvimento de populações de invertebrados benéficos ao sistema
agrícola. Além desses benefícios, a cobertura morta pode funcionar como impedimento
físico à germinação e, durante a decomposição, pode produzir substâncias alelopáticas,
que atuam sobre as sementes das plantas daninhas (Cobucci, 2001).
Segundo Rodrigues & Almeida (1998), no plantio direto, apesar de ser um
sistema completamente diferente do convencional, os herbicidas de aplicação em pré-
emergência continuam sendo recomendados nas mesmas doses em ambos os casos, não
se levando em conta a capacidade diferenciada desses produtos de lixiviar da palhada
para o solo, nem fatores como a quantidade de cobertura morta e características físico-
químicas dos produtos, que no final alteram a atividade agronômica dos herbicidas.
Uma vez que a concentração inicialmente aplicada não atingirá o solo, ela pode ficar
parcialmente retida na palha que cobre o terreno.
Alguns herbicidas, como pendimethalin (Rodrigues et al., 2000), trifluralin
(Rodrigues et al., 1997), metolachlor (Banks & Robison, 1986; Cobucci, 2001) e
dimethenamid (Cobucci, 2001), mesmo ocorrendo chuva após a aplicação, são retidos
na palhada, não atingindo o solo, ou atingindo o solo em pequena quantidade, devido à
pequena capacidade de lixiviar da palha para o solo. Outros herbicidas são facilmente
lixiviados para o solo, com chuvas ocorrendo 24 horas após a aplicação, como é o caso
do atrazine (Fornarolli, 1997), diclosulan (Cobucci, 2001; Barros et al., 2000) e
56
sulfentrazone (Rodrigues et al., 1999, 2000; Cobucci, 2001; Barros et al., 2000), os
quais se mostram com boas perspectivas de uso em plantio direto.
A quantidade (Rodrigues et al., 1999) e a origem da cobertura morta podem
influenciar a capacidade de um herbicida atingir o solo no sistema de plantio direto.
Segundo Lowder & Weber (1979), foi necessária a utilização de doses maiores de
atrazine sobre cobertura morta do que em plantio convencional; a atrazine foi lixiviada
da palha para o solo pela ação da chuva em maior quantidade dos restos vegetais de
aveia do que de milho, proporcionando, assim, variação na quantidade de herbicida que
chega ao solo, onde estará sujeito à interação com este, como a retenção, lixiviação e
degradação.
A retenção refere-se à habilidade do solo de reter um pesticida ou outra molécula
orgânica, evitando que ela se mova tanto dentro como para fora da matriz do solo.
Dessa forma, refere-se principalmente ao processo de sorção, mas também inclui
absorção na matriz e na fração biológica de solo, plantas e microrganismos. A retenção
controla e, por sua vez, é controlada por processos de transformação química e bioló-
gica, que afetam de maneira pronunciada o transporte de pesticidas para a atmosfera e
para o meio aquático, tanto superficial quanto subterrâneo. Obviamente, a retenção
também é o fator primário que influencia a eficácia de herbicidas aplicados ao solo.
Como boa parte das aplicações é feita diretamente no solo, tanto a eficiência no
controle de plantas daninhas quanto o destino final no ambiente são controlados pela
forma com que essas moléculas se comportam no solo. A sorção é um dos principais
processos que regulam a lixiviação de herbicidas e vem sendo extensamente caracte-
rizado em solos provenientes de clima temperado. No entanto, solos tropicais, química e
fisicamente distintos, têm recebido muito pouca atenção na literatura.
A argila e a matéria orgânica são os componentes do solo com maior influência
na sorção de herbicidas quando as moléculas são cátions ou contêm componentes
catiônicos. A sorção de moléculas aniônicas pelo solo é grandemente influenciada
por componentes que possuem sua carga dependente do pH, i.e., a argila caulinita e
minerais como gibbsita, goetita e hematita. Esses minerais contêm hidróxidos e
oxiidróxidos de ferro e alumínio, que não possuem carga permanente (Albro et al.,
1984; McBride, 1989; Schulze, 1989).
Sulfentrazone, [N-[2,4-dichloro-5-[4-(difluorometil)-4,5-dihidro-3-metil-5-oxo-
1 H-1,2,4-triazol-1-il] fenil] metanosulfonamida], é um herbicida do grupo químico das
ariltriazolinonas, registrado para controle de plantas daninhas nas culturas de eucalipto,
57
cana-de-açúcar e soja. Sua atividade foi demonstrada quando aplicado na pré-semeadura
ou pré-emergência (Walker et al., 1992; Barros et al., 2000), ou em pós-emergência
(Hancock, 1994; Walker, 1994), controlando numerosas espécies dicotiledôneas e
certas monocotiledôneas (Hancock, 1992). A degradação microbiana é considerada o
método primário de dissipação no solo; sua meia-vida é 110 a 280 dias, dependendo das
condições do solo (FMC corp. 1995).
A adsorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do tipo e do pH do
solo; a sorção decresce e a mobilidade aumenta quando o pH está acima do pKa (Grey
et al., 1997). A eficácia de sulfentrazone é dependente do teor de matéria orgânica, pH e
umidade no solo; o controle de plantas daninhas decresce, principalmente, na presença
de teores maiores de matéria orgânica (Wehtje et al., 1997).
A descrição detalhada da capacidade do herbicida lixiviar da cobertura morta
para o solo e acerca de sua presença nas fases sólidas e líquida do solo são componentes
essenciais no entendimento de processos como absorção pelas plantas e eficácia de
controle, persistência e potencial de dano para culturas subseqüentes e contaminação de
mananciais hídricos.
Objetivou-se estudar a influência de diferentes intensidades de cobertura morta
de milho na lixiviação de sulfentrazone da palha para o solo, e também neste, em quatro
solos com características químicas e físicas distintas.
MATERIAL E MÉTODOS
O experimento foi realizado no período de junho a julho de 2001, em casa de
vegetação da Universidade Federal de Viçosa, utilizando-se quatro tipos de solo:
Argissolo, Viçosa-MG (ARG); Latossolo Vermelho-Amarelo, João Pinheiro-MG
(LVA); Latossolo Roxo, Capinópolis-MG (LR-CP); e Latossolo Roxo, Sete Lagoas-MG
(LR-SL). As amostras de solo, coletadas no perfil de 0-20 cm de profundidade, foram
secadas ao ar até atingirem peso constante e peneiradas em peneiras de malha de 2 mm.
A fração menor que 2 mm foi caracterizada física e quimicamente (Tabela 1).
O sulfentrazone é um ácido fraco, com características de compostos aniônicos,
sofrendo ionização em solução aquosa, em função do seu pK e do índice pH do meio.
Seu pK
(21
o
C)
é de 6,56. A porcentagem de ionização da molécula de ácido fracos em
solução aquosa, em função do seu índice pH e seu pK, foi determinada pela fórmula:
% de ionização = 100/(1+ antilog
10
(pK – pH))
58
Tabela 1 - Características físicas e químicas dos solos estudados
Análise granulométrica Análise química
Areia
Argila
Silte
Fina Grossa
t T MO pH
Solo avaliado
Densidade
1/
Aparente
(g cm
-3
)
(dag kg
-1
)
Classe textural
(cmol
c
dm
-3
) ) H(dag kg
-1
(
2
O)
Argissolo - Plantio convencional (ARG) 1,02 45 11 15 29 Argila 3,32 8,28 2,69 5,40
Latossolo Roxo (LR-SL) 0,87 81 5 5 9 Muito-Argilosa 4,53 15,65 7,37 5,10
Latossolo Roxo (LR-CP) 1,25 37 24 20 19 Franco-Argilosa 8,45 10,23 2,56 7,36
Latossolo Vermelho-Amarelo (LVA) 1,19 28 7 29 36 Franco Argilo-Arenosa 0,36 4,41 1,86 5,26
59
* Análises realizadas nos Laboratórios de Análises Físicas e Químicas de Solo do Departamento de Solos da UFV, segundo a metodologia da EMBRAPA (1997).
1/
Densidade aparente do solo.
Os pHs dos solos não foram corrigidos; assim, as porcentagens de ionização do
sulfentrazone nos solos estudados foram: ARG (6,5%); LVA (4,8%); LR-CP (86,4%); e
LR-SL (3,4%).
Os recipientes utilizados na constituição das colunas foram anéis de tubos de
PVC com 5 cm de comprimento e diâmetro nominal de 100 mm ou 96 mm de diâmetro
real, correspondendo a 72,38 cm² de área. Esses anéis foram montados de forma a
constituir uma coluna de 20 cm de comprimento, sendo as junções fechadas com fita
adesiva, para enchimento com os solos. A superfície interna destes foi coberta por uma
camada de parafina, para evitar escorrimento lateral da solução do solo. Na parte basal,
para reter o solo e permitir a drenagem, foram colocados gaze hidrófila e um papel-filtro
Whatman n
o
574, ambos amarrados com borracha e fita adesiva. Foi utilizada uma placa
de Petri para dar sustentação à coluna.
Após o preparo das colunas, estas foram preenchidas com os diferentes
substratos: solo ARG (d=1,02 g cm
-3
), solo LR-CP (d=1,25 g cm
-3
), solo LVA
(d=1,19 g cm
-3
) e solo LR-SL (d=0,87 g.cm
-3
). Na porção superior de cada coluna
foi acoplado um anel de PVC, possuindo as mesmas dimensões e com 5 cm de
comprimento. Foram então adicionadas as coberturas crescentes de palha de milho: 0;
1,5; 3,0; 6,0; e 9,0 t ha
-1
de matéria seca. A palhada de milho utilizada foi previamente
seca em estufa de circulação forçada a 70
o
C até atingir massa constante, sendo
posteriormente cortada em pedaços de 2 cm de comprimento.
Após o preenchimento das colunas, foi simulada uma chuva até a saturação de
cada substrato. Em seguida, as colunas foram cobertas com sacos de polietileno, para
evitar ressecamento superficial do solo, até que se completasse a drenagem do excesso
de água. Finalizado esse período, foi aplicado no topo da coluna o sulfentrazone na dose
de 600 g ha
-1
(1,2 L ha
-1
de Boral, formulação comercial (SC)). A pressão utilizada no
bico de pulverização (XR 110.03) foi de 3,0 kgf cm
-2
, e o volume de aplicação foi
equivalente a 200 L ha
-1
de calda. As características físico-químicas do sulfentrazone
podem ser observadas na Tabela 2.
Vinte e quatro horas após a aplicação do herbicida, as colunas foram levadas ao
simulador de chuva por 30 minutos, onde receberam uma precipitação pluvial de
20 mm, permanecendo, após isso, em repouso por mais 24 horas. Em seguida, as
colunas foram cortadas nas junções dos anéis e o solo proveniente de cada anel (faixas
de 5 cm no perfil das colunas) foi colocado em vasos de 430 cm
3
, revestido com sacos
de polietileno e devidamente identificado. Em cada vaso foram semeadas cinco
60
sementes pré-germinadas da planta indicadora, sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor)
hídrido AG 2051, espécie que se mostrou altamente sensível ao sulfentrazone em
ensaios preliminares. Como testemunha sem herbicida, foram enchidos três vasos para
cada solo, onde foram semeados cinco sementes pré-germinadas da planta indicadora
por vaso.
Tabela 2 - Características físico-químicas da molécula de sulfentrazone
Solubilidade (µg mL
-1
)
Peso Molecular
pH 6,0 pH 7,0 pH 7,5
Pressão de Vapor
(mm Hg a 25
o
C)
pKa
Densidade
(g cm
-3
a
20
o
C)
387,2 110 780 1600 1,0 x 10
-9
6,56 1,66
Grupo químico Ponto de fusão Coeficiente de partição (Kow) pH produto técnico
Aril-triazolinonas 120-122
o
C 9,8 (pH 7,0) 4,78
Fonte: Grey et al. (1997, 2000), FMC Corp. (1999).
O controle de umidade nos vasos foi realizado com um medidor de potencial de
água no solo (Floral Sensor), duas vezes ao dia. Assim que a umidade decaísse do valor
preestabelecido, ela era reposta. Uma vez por semana, foi realizada aplicação de solução
nutritiva comercial em igual volume para todos os vasos.
As condições climáticas na casa de vegetação durante o período da realização do
experimento de estudo da interação da cobertura do solo com palha na lixiviação do
sulfentrazone, em diferentes solos, podem ser observadas na Figura 1.
Os tratamentos foram compostos da combinação das cinco coberturas de palha
de milho (0; 1,5; 3,0; 6,0; e 9,0 t.ha
-1
de matéria seca) com quatro faixas de
profundidade das colunas (0-5; 5-10; 10-15; e 15-20 cm), totalizando 20 tratamentos. O
experimento foi montado segundo um esquema de parcelas subdivididas, tendo nas
parcelas as coberturas e nas subparcelas as profundidades, no delineamento inteiramente
casualizado, com três repetições.
Aos 7 e 14 dias após a emergência das plantas, foi realizada avaliação visual,
segundo Frans (1972). As plantas de sorgo foram colhidas 17 dias após a emergência,
sendo avaliado o comprimento do sistema radicular, da parte aérea e total, da biomassa
seca do sistema radicular e da parte aérea. A matéria seca foi obtida após as plantas
serem levadas para estufa de circulação forçada a 70 ºC, até atingirem massa constante.
61
0
5
10
15
20
25
30
35
40
1/jun
4/jun
7/jun
10/jun
13/jun
16/jun
19/jun
22/jun
25/jun
28/jun
1/jul
4/jul
7/jul
10/jul
13/jul
16/jul
19/jul
22/jul
25/jul
28/jul
31/jul
Meses 2001
Temperatura (oC)
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Umidade Relativa (%)
Temperatura máxima
Temperatura mínima U.R.%
Figura 1 - Dados de temperatura máxima e mínima e umidade relativa do ar observados
no interior da casa de vegetação, durante o período de realização do
experimento.
A quantificação do sulfentrazone, nos perfis do solo na coluna, foi feita por
bioensaio; para isso, foi obtida a curva-padrão de dose-resposta com a planta indicadora
de resíduo deste herbicida. A determinação desta curva foi realizada em sala de
crescimento, utilizando-se o sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor) híbrido AG 2051,
espécie que se mostrou altamente sensível ao sulfentrazone em ensaios preliminares. A
areia lavada foi utilizada como substrato em vasos de 100 cm
3
, que recebeu as seguintes
doses do herbicida em 100 g do substrato: 0; 0,9; 1,8; 2,7; 6,3; 90; 135; 180; 270; 405;
540; e 720 g ha
-1
. Após a adição das concentrações do herbicida, realizou-se o plantio
de cinco sementes pré-germinadas da planta indicadora.
Os vasos foram colocados em sala de crescimento, mantendo-se o substrato com
umidade na capacidade de campo, realizando-se três irrigações ao longo do dia. Foi
feita adubação com solução contendo o adubo comercial Ouro Verde completo em dias
alternados, na dose de 4 g por litro de água, sendo adicionados 20 mL desta solução por
vaso do bioensaio. Quinze dias após a instalação do experimento, efetuou-se a coleta
das plantas, determinando-se o comprimento da parte aérea. Após a separação da
parte aérea das raízes, estas foram acondicionadas separadamente em sacos de papel
e colocadas para secar em estufa de circulação de ar, a 70
o
C, até obterem massa
62
constante. Ao final da secagem do material (aproximadamente 72h), procedeu-se à
pesagem e os resultados foram analisados estatisticamente.
O delineamento estatístico utilizado na determinação da curva-padrão foi o
inteiramente casualizado, com 12 tratamentos, correspondendo às doses do herbicida,
com cinco repetições cada. As variáveis que foram significativas na obtenção da curva-
padrão foram o comprimento da parte aérea e a proporção do comprimento da parte
aérea em relação à testemunha.
Após obtenção da curva-padrão, por análise log-logística (Seefeldt et al. 1995),
os resultados da porcentagem de comprimento da parte aérea da planta indicadora, em
relação à testemunha, foram utilizados para quantificar o resíduo de sulfentrazone no
perfil dos solos estudados.
Para interpretação dos resultados foi realizada a análise de variância, para
determinar se havia diferenças significativas entre as intensidades de cobertura do solo
com palha de milho dentro de cada solo e a lixiviação do sulfentrazone nas profundi-
dades das colunas, para cada solo e entre solos; independentemente da interação, os
fatores foram desdobrados. Comparações entre médias das características avaliadas para
os solos, nos níveis de perfil de solo e intensidade de cobertura com palhada, foram
realizadas pelo teste de Dunnet a 5% de probabilidade. Já as intensidades de cobertura
do solo com palha de milho foram estudadas por análise de regressão.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
Quando se aplicou, sobre o topo das colunas, uma chuva de 20 mm (em
30 minutos), 24 horas após a aplicação do sulfentrazone, verificou-se que a palha de
milho, nas diferentes intensidades de palhada (cobertura) (0; 1,5; 3,0; 6,0; e 9,0 t ha
-1
de
matéria seca), não influenciou a quantidade do herbicida que lixiviou pela palhada e
atingiu o solo, bem como sua movimentação no perfil dos solos estudados (Figuras 2, 3,
4 e 5). Resultados semelhantes foram observados por Rodrigues et al. (1999, 2000), os
quais observaram que a lâmina de água aplicada proporcionou a lavagem da molécula
do sulfentrazone aplicada sobre palhada, uma vez que é relativamente solúvel. Sua
solubilidade varia com o pH, sendo de 110, 780 e 1.600 ppm (25
o
C) nos valores de pH
de 6,0, 7,0 e 7,5, respectivamente (FMC Corp., 1995).
63
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
01,534,567,59
Palha de milho (t ha
-1
)
Comprimento da parte aérea (cm)
(0-5)
(5-10)
(10-15)
(15-20)
(0-5) ŷ=5,19-0,89(palha)+0,09(palha)
2
r
2
=0,98
(5-10) ŷ=3,56+1,55(palha)-0,52(palha)
2
+0,05(palha)
3
r
2
=0,98
(10-15) ŷ=17,29-0,51(palha)+0,21(palha)
2
-0,02(palha)
3
r
2
=0,98
(15-20) ŷ=17,82+1,91(palha)
0,5
-0,44(palha) r
2
=0,38
Figura 2 - Comprimento da parte aérea (cm) da planta indicadora de resíduo de
sulfentrazone no perfil, em função da quantidade de matéria seca de milho
em cobertura do solo LVA, para as respectivas profundidades.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
30
01,534,567,59
Palha de milho (t ha
-1
)
Comprimento da parte aérea (cm)
(0-5)
(5-10)
(10-15)
(15-20)
(0-5) ŷ=3,22+3,14(palha)-0,28(palha)
2
r
2
=0,77
(5-10) ŷ=27,80+2,83(palha)
0,5
-2,53(palha)+0,59(palha)
1,5
r
2
=0,67
(10-15) ŷ=28,05+3,33(palha)
0,5
-3,29(palha)+0,72(palha)
1,5
r
2
=0,79
(15-20) ŷ=28,07-0,87(palha)
0,5
+0,25(palha) r
2
=0,99
Figura 3 - Comprimento da parte aérea (cm) da planta indicadora de resíduo de
sulfentrazone no perfil, em função da quantidade de matéria seca de milho
em cobertura do solo LR-SL, para as respectivas profundidades.
64
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
22
24
26
28
30
32
34
01,534,567,59
Palha de milho (t ha
-1
)
Comprimento da parte aérea (cm)
(0-5)
(5-10)
(10-15)
(15-20)
(0-5) ŷ=2,42+0,44(palha)-0,05(palha)
2
r
2
=0,75
(5-10) ŷ=9,18+2,17(palha)-0,84(palha)
2
+0,06(palha)
3
r
2
=0,97
(10-15) ŷ=22,71-0,39(palha)+0,21(palha)
2
-0,02(palha)
3
r
2
=0,89
(15-20) ŷ=29,62+5,98(palha)
0,5
-4,13(palha)+0,73(palha)
1,5
r
2
=0,91
Figura 4 - Comprimento da parte aérea (cm) da planta indicadora de resíduo de
sulfentrazone no perfil, em função da quantidade de matéria seca de milho
em cobertura do solo LR-CP, para as respectivas profundidades.
0
2
4
6
8
10
12
14
16
18
20
01,534,567,59
Palha de milho (t ha
-1
)
Comprimento da parte aérea (cm)
(0-5)
(5-10)
(10-15)
(15-20)
(0-5) ŷ=3,41+0,68(palha)
0,5
-0,69(palha)+0,16(palha)
1,5
r
2
=0,59
(5-10) ŷ=4,67+3,95(palha)
0,5
-3,38(palha)+0,68(palha)
1,5
r
2
=0,55
(10-15) ŷ=9,50+8,60(palha)
0,5
-5,73(palha)+0,97(palha)
1,5
r
2
=0,77
(15-20) ŷ=14,46-0,58(palha)+0,32(palha)
2
-0,02(palha)
3
r
2
=0,97
Figura 5 - Comprimento da parte aérea (cm) da planta indicadora de resíduo de
sulfentrazone no perfil, em função da quantidade de matéria seca de milho
em cobertura do solo ARG, para as respectivas profundidades.
65
No solo LVA (28% de argila, 1,86% de MO e 4,8% de ionização do
sulfentrazone) o herbicida lixiviou até a camada de 5-10 cm de profundidade; neste
perfil, observa-se leve efeito da maior intensidade de palhada (9 t ha
-1
) na interceptação
de parte do herbicida, visualizado pelo maior comprimento da parte aérea da planta
indicadora (Figura 2). No solo LR-SL (81% de argila, 7,37% de MO e 3,4% de
ionização do sulfentrazone) o herbicida lixiviou até a camada de 0-5 cm de
profundidade; neste perfil, a intensidade de palhada sobre o solo no momento da
aplicação afetou pouco o movimento do sulfentrazone (Figura 3). Nos solos LR-CP
(37% de argila, 2,56% de MO e 86,4% de ionização do sulfentrazone) e ARG (45% de
argila, 2,69% de MO e 6,5% de ionização do sulfentrazone) a intensidade de palhada
sobre o solo no momento de aplicação do herbicida não afetou a movimentação do
sulfentrazone no perfil dos solos.
O sulfentrazone apresentou lixiviação diferenciada entre os solos estudados,
sendo a escala de predisposição à lixiviação a seguinte: ARG > LR-CP > LVA > LR-
SL (Tabela 3).
Tabela 2 - Toxidez aos 14 DAE (Fito 14), percentual de redução do comprimento da
parte aérea do sorgo em relação à testemunha sem herbicida (RCOM) e o
percentual de redução da biomassa seca acumulada na parte aérea das
plantas de sorgo em relação à testemunha sem herbicida (RBIM), nos solos
ARG, LR-CP, LVA e LR-SL
ARG LR-CP LVA LR-SL Palha
(t ha
-1
)
Perfil
Fito 14 RCOM RBIM Fito 14 RCOM RBIM Fito 14 RCOM RBIM Fito 14 RCOM RBIM
0,0 0-5 100* 88,9* 92,9* 100* 92,8* 87,2* 98* 83,0* 79,5* 95* 87,9* 91,3*
0,0 5-10 99* 84,9* 90,1* 85* 73,1* 79,9* 100* 88,9* 84,6* 0 7,1 2,3
0,0 10-15 85* 69,2* 79,5* 15* 34,9* 41,3* 0 43,5* 2,0 0 6,2 3,1
0,0 15-20 53* 53,3* 53,5* 0 14,6* 14,3 0 42,2* 3,8 0 6,1 5,2
1,5 0-5 100* 88,3* 86,5* 100* 92,3* 96,0* 99* 86,5* 87,5* 95* 82,5* 88,8*
1,5 5-10 92* 79,9* 81,5* 87* 70,3* 83,2* 92* 82,6* 72,9* 0 3,2 3,6
1,5 10-15 68* 54,5* 74,5* 15* 33,7* 70,2* 0 45,2* 4,4 0 3,8 6,9
1,5 15-20 47* 52,2* 53,3* 0 6,6 10,1 0 33,3* 2,0 0 8,4 8,1
3,0 0-5 100* 89,5* 89,6* 100* 89,4* 95,6* 100* 89,7* 81,0* 94* 57,1* 64,8*
3,0 5-10 99* 86,5* 87,9* 91* 70,2* 89,9* 97* 85,7* 85,4* 0 7,9 6,1
3,0 10-15 85* 64,2* 16* 35,2* 40,9* 0 43,4* 3,2 0 8,6 6,9
3,0 15-20 73* 52,5* 55,7* 0 10,9 2,8 0 40,7* 8,0 0 8,7 9,1
6,0 0-5 100* 88,8* 89,6* 99* 90,9* 95,5* 100* 89,1* 81,4* 94* 64,0* 86,9*
6,0 5-10 99* 84,9* 85,8* 98* 83,7* 85,7* 98* 85,5* 75,7* 0 4,2 2,3
6,0 10-15 83* 63,3* 69,7* 16* 31,9* 57,7* 0 40,1* 6,6 0 8,4 4,6
6,0 15-20 53* 42,9* 56,0* 0 12,0* 9,2 0 32,0* 3,2 0 8,3 4,0
9,0 0-5 100* 88,3* 90,7* 100* 92,8* 94,8* 97* 85,0* 80,4* 96* 68,1* 86,5*
9,0 5-10 100* 85,9* 91,9* 88* 78,9* 78,8* 91* 68,9* 61,7* 0 2,0 9,1
9,0 10-15 88* 68,7* 64,0* 12* 39,8* 36,0 0 40,2* 3,2 0 6,6 1,0
9,0 15-20 67* 42,2* 62,4* 0 13,7* 8,2 0 37,3* 4,1 0 7,4 2,8
Testemunha 0 0,0 0,0 0 0,0 0,0 0 0,0 0,0 0 0,0 0,0
74,3*
Médias seguidas por * diferiram da testemunha a 5% de probabilidade pelo teste de Dunnett.
66
No solo ARG (45% de argila, 2,69% de MO e 6,5% de ionização do
sulfentrazone) o sulfentrazone lixiviou até a camada de 15-20 cm de profundidade no
perfil da coluna – observado em todos os parâmetros analisados. A toxicidez na planta
indicadora (14 DAE) foi superior a 47% no perfil de 15-20 cm. O comprimento da parte
aérea, a biomassa acumulada na parte aérea, o percentual de redução do comprimento
da parte aérea do sorgo em relação à testemunha sem herbicida e o percentual de
redução da biomassa seca acumulada na parte aérea das plantas de sorgo em relação à
testemunha sem herbicida diferiram significativamente P(0,05) com a testemunha
plantada em solo isento de herbicidas.
No solo LR-CP (37% de argila, 2,56% de MO e 86,4% de ionização do
sulfentrazone) o sulfentrazone lixiviou até a camada de 10-15 cm de profundidade no
perfil da coluna, o que foi observado em quase todos os parâmetros analisados. A
toxicidez na planta indicadora (14 DAE) foi superior a 10% no perfil de 10-15 cm. O
comprimento da parte aérea e o percentual de redução do comprimento da parte aérea
do sorgo em relação à testemunha sem herbicida até o perfil de 15-20 cm diferiram
significativamente P(0,05) com a testemunha plantada em solo isento de herbicidas,
indicando a presença de pequenas concentrações do sulfentrazone também neste
perfil, ainda que não fosse suficiente para afetar os outros parâmetros avaliados, como
a biomassa acumulada na parte aérea, o percentual de redução da biomassa
seca acumulada na parte aérea das plantas de sorgo em relação à testemunha sem
herbicida e a toxicidez visual na planta indicadora aos 7 e 14 DAA, que diferiram
significativamente P(0,05) com a testemunha plantada em solo isento de herbicidas até
o perfil de 10-15 cm de profundidade.
No solo LVA (28% de argila, 1,86% de MO e 4,8% de ionização do
sulfentrazone) o sulfentrazone lixiviou até a camada de 5-10 cm de profundidade no
perfil da coluna, o que se observou em quase todos os parâmetros analisados. A
toxicidez na planta indicadora (14 DAE) foi superior a 91% no perfil de 5-10 cm. O
comprimento da parte aérea e o percentual de redução do comprimento da parte aérea
do sorgo em relação à testemunha sem herbicida até o perfil de 15-20 cm diferiram
significativamente P(0,05) com a testemunha plantada em solo isento de herbicidas,
indicando a presença de pequenas concentrações do sulfentrazone também neste perfil,
ainda que não fosse suficiente para afetar os outros parâmetros avaliados, como a
biomassa acumulada na parte aérea, o percentual de redução da biomassa seca
acumulada na parte aérea das plantas de sorgo em relação à testemunha sem herbicida e
67
a toxicidez visual na planta indicadora aos 7 e 14 DAA, que diferiram significa-
tivamente P(0,05) com a testemunha plantada em solo isento de herbicidas até o perfil
de 5-10 cm de profundidade.
No solo LR-SL (81% de argila, 7,37% de MO e 3,4% de ionização do
sulfentrazone) o sulfentrazone lixiviou até a camada de 0-5 cm de profundidade no
perfil da coluna, observado nos parâmetros analisados. A toxicidez na planta indicadora
(14DAE) foi superior a 94% no perfil de 0-5 cm. O comprimento da parte aérea, a
biomassa acumulada na parte aérea, o percentual de redução do comprimento da parte
aérea do sorgo em relação à testemunha sem herbicida e o percentual de redução da
biomassa seca acumulada na parte aérea das plantas de sorgo em relação à testemunha
sem herbicida, no perfil de 0-5 cm, diferiram significativamente P(0,05) com a
testemunha plantada em solo isento de herbicidas.
A retenção de moléculas aniônicas pelo solo é grandemente influenciada por
compostos que possuem cargas dependentes de pH, ou seja, a argila caulinita e minerais
como gibsita, goethita e hematita. Esses minerais contêm hidróxidos e oxiidróxidos de
ferro e alumínio, que não possuem carga permanente (Albro et al., 1984; McBride,
1989; Schulze, 1989). O valor de pH em que esses minerais ou compostos são neutros é
determinado de ponto de carga zero (PCZ) (Higston et al., 1972), sendo específico para
cada mineral. O PCZ da caulinita é 6,7, conseqüentemente, esta adquire carga positiva
quando o pH < 6,7 (Bohn et al., 1985). Já o PCZ dos óxidos de ferro, oxiidróxidos de
ferro e oxiidróxidos de alumínio é de 8,5, 9,0 e 10,4, respectivamente (McBride, 1989).
Esses minerais e compostos adsorvem ânions quando o pH está abaixo do respectivo
PCZ, dificultando assim a lixiviação do herbicida no solo.
Em condições tropicais onde os solos são altamente intemperizados,
predominam óxidos e oxiidróxidos de ferro e alumínio e argilas silicatadas 1:1, de baixa
reatividade (caulinita); desse modo, a matéria orgânica é o principal contribuinte para a
CTC desses solos. Em contrapartida, as argilas silicatadas e os óxidos e oxiidróxidos de
Fe e Al são os principais responsáveis pela adsorção de ânions, uma vez que em
condições de solos agrícolas (pH 4,5 a 6,8) contribuem mais com as cargas positivas da
porção coloidal do solo, mesmo possuindo também cargas negativas. Portanto, a
adsorção de ânions possui a particularidade de ser dependente de pH.
A habilidade de determinado solo em sorver um herbicida é de difícil
determinação, uma vez que depende de vários fatores, como: constituição e atividade da
fração argila, estruturação do solo, pH e teor de matéria orgânica. No entanto, sua
68
determinação torna-se mais difícil ainda quando o herbicida se dissocia na forma de
íons, possuindo carga dependente de pH, como observado para o sulfentrazone (Grey
et al., 1997). Segundo esses autores, o comportamento do sulfentrazone foi afetado pelo
tipo de solo e pH deste; o pH foi considerado pelos autores o mais importante dos dois
fatores. Como o sulfentrazone possui o pKa de 6,56, seu comportamento no solo é
grandemente influenciado pelo pH deste, uma vez que seu pKa está próximo da faixa de
pH comum nas áreas agrícolas (pH 4,5 a 6,8). A adsorção deste herbicida é decrescente
e a suscetibilidade à lixiviação é crescente em condições de pH superior ao pKa (6,56)
(Grey et al., 1997). De acordo com os autores, a lixiviação do sulfentrazone foi maior
em solos de textura mais grossa do que naqueles mais argilosos. Portanto, para o solo
LR-CP, foi o seu pH elevado que proporcionou ionização da molécula do sulfentrazone
de 86,4%; este fator prevaleceu na maior disponibilidade de lixiviação do herbicida
mesmo em presença de teores elevados de argila e matéria orgânica no solo.
A quantidade do sulfentrazone disponível no solo para ter ação herbicida ou com
potencial para contaminar a água no subsolo é afetada pelo tipo, pH, umidade e teor de
matéria orgânica do solo e das práticas de manejo deste (Grey et al., 1997; Wehtje et al.
1997; Reddy & Locke, 1998). Uma maior capacidade de sorção do sulfentrazone no
solo implica menor potencial de lixiviação, porém exige maiores doses do herbicida
para demonstrar a mesma atividade biológica. A menor retenção no solo proporciona
maior potencial de lixiviação e contaminação do ambiente, diluindo a quantidade do
herbicida aplicado, o que proporcionará redução do controle de plantas daninhas, ou,
ainda a perda da seletividade pela presença do herbicida em maior profundidade,
próximo ao sistema radicular.
Segundo Reddy & Locke (1998), a maior sorção do sulfentrazone em solos
submetidos ao sistema de plantio direto do que em solos sob plantio convencional é
atribuída aos maiores teores de carbono orgânico acumulado no plantio direto.
Dentre os principais constituintes da CTC de solos tropicais, a caulinita (argila
silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido de ferro amorfo) e a goethita (óxido de
ferro cristalino) são as que possuem menor contribuição na sorção do sulfentrazone, e
bauxita (óxido de alumínio), hematita (óxido de ferro cristalino) e os ácidos húmicos
(constituinte da matéria orgânica) são os principais responsáveis pela sorção deste
herbicida nos solos brasileiros (capítulo 1).
O solo LR-SL adsorveu mais o sulfentrazone do que os outros três solos
estudados, retendo-o na camada de 0-5 cm, uma vez que é muito argiloso (81% de
69
argila), possui elevado teor de matéria orgânica (7,37%) e o pH 5,10 é inferior ao pKa
do herbicida (3,4% de ionização do sulfentrazone), semelhantemente ao observado por
Grey et al. (1997) e Reddy & Locke (1998). No entanto, o ARG, mesmo possuindo 45%
de argila, 2,69% de MO e pH 5,40 (6,5% de ionização do sulfentrazone), demonstrou
baixa adsorção do sulfentrazone e conseqüente lixiviação até a camada de 15-20 cm de
profundidade, possivelmente devido à constituição da fração argila (Reddy & Locke,
1998). O LR-SL possui maior teor de hematita e gibsita do que o ARG, o que
possivelmente influenciou a maior sorção do sulfentrazone. A alta habilidade de sorção
de herbicidas aniônicos por solos ricos nesses minerais foi previamente relatada, como
para chlorimuron (Goetz et al., 1989) e sulfentrazone (capítulo 2). O teor de carbono
orgânico mais elevado no LR-SL também contribuiu para a maior adsorção do
sulfentrazone (Reddy & Locke, 1998).
Rizzi (2003) observou maior biodisponibilidade do sulfentrazone na solução do
solo PVAd (textura arenosa), diferindo significamente dos solos LVdf (textura argilosa)
e LVd (textura média), demonstrando, assim, maior disponibilidade à lixiviação no
perfil do solo. Os solos de textura média e argilosa mostraram maior valor de Kd do que
o solo de textura arenosa.
O pH nos solos em torno de 5,00 a 5,40 encontra-se na faixa do pKa dos ácidos
húmicos (em torno de 4,8-5,2), favorecendo seu formato globular, com maior conteúdo
de sítios hidrofóbicos (Senesi et al., 1996). Este pH também resulta num equilíbrio entre
cargas positivas e negativas; como o sulfentrazone é um ácido fraco (pKa=6,56), nessas
condições de pH ocorre protonação de parte de seus grupamentos (principalmente
fenólicos e sulfônicos), resultando em um comportamento parcial catiônico (Grey et al.,
2000), sendo seu grau de ionização baixo e variado, de acordo com o pH dos solos (< do
que 7%, à exceção do LR-CP). Nessa situação, haverá elevada atração entre as
moléculas do sulfentrazone e os grupamentos dos ácidos húmicos que se encontram sem
carga ou com cargas negativas.
O estudo da disposição de cargas e potenciais de carga relativa na molécula do
sulfentrazone demonstrou a presença de cargas relativas ou região positiva e negativa,
em condições de pH constante, indicando o potencial de adsorção aniônica ou catiônica
do sulfentrazone no solo por forças de London Van Der Waals ou outra força de atração
fraca (Grey et al., 2000).
Paula Neto (1999), estudando a influência de atributos de diferentes classes de
solos (LVA, LV, LVdf e NV) na eficiência do sulfentrazone no controle da tiririca
70
(Cyperus rotundus), observou que essa eficiência diminuiu com o aumento no teor de
óxidos de ferro. Rizzi (2003) constatou maior sorção de sulfentrazone em solo com
maior teor de óxidos de ferro, argila e matéria orgânica, demonstrando a importância
desses componentes na sorção do sulfentrazone.
Essa diferença quanto ao potencial de lixiviação do sulfentrazone nos solos e à
menor mobilidade em um LR também foi verificada por Rossi et al. (2000), que,
estudando a mobilidade do sulfentrazone em duas classes de solos, observaram que o
herbicida lixiviou na camada de 0-7,5 cm no Latossolo Roxo e até 50 cm no Latossolo
Vermelho-Amarelo.
Ao ranquear os solos estudados quanto à sorção, considerando a proporção
média do sulfentrazone sorvido em relação à concentração inicial, a ordem decrescente
foi a seguinte: LR-SL (24,51%) > ARG (18,61%) > LVA-JP (16,68%) > LR-CP
(16,05%) (capítulo 2), demonstrando, assim, incoerência apenas para a maior lixiviação
do ARG, uma vez que possui maior sorção do que o LVA e LR-CP, e este possuía pH
5,4, o qual não condiciona maior lixiviação (6,5% de ionização do sulfentrazone).
O LVA (pH 5,26) proporcionou lixiviação do sulfentrazone até a camada de
5-10 cm de profundidade mesmo possuindo menor teor de argila (28%) e MO (1,86%)
que os demais solos, possivelmente por possuir maior teor de hematita e gibsita em sua
constituição mineralógica do que o ARG. Já o LR-CP, mesmo possuindo 37% de argila,
2,56% de MO e possuir óxidos e oxiidróxidos de Fe e Al na constituição de sua
fração argila, apresentou lixiviação do sulfentrazone até a camada de 10-15 cm de
profundidade, uma vez que possuía o pH 7,36, superior ao pKa do sulfentrazone (86,4%
de ionização do sulfentrazone), semelhantemente ao observado por Grey et al. (1997).
Neste valor de pH, a capacidade adsortiva do sulfentrazone foi reduzida, com
conseqüente aumento do potencial de lixiviação, possivelmente devido a três fatores: a)
o pH está superior ao pKa do sulfentrazone – assim, ocorre maior presença de formas
aniônicas do herbicida, ocasionando repulsão das moléculas aniônicas pelas cargas
negativas da superfície coloidal; b) o pH é superior ao PCZ da caulinita (i.e., 6,7) –
assim, decresce a participação deste mineral abundante nestes solos, na sorção aniônica;
c) a ionização dependente de pH afeta grandemente as propriedades químicas do
sulfentrazone, ou seja, a solubilidade em água, que aumenta de 110 ppm no pH 6,0 para
1.600 ppm no pH 7,5 (FMC Corp., 1995).
71
CONCLUSÕES
Os resultados permitiram as seguintes conclusões:
• A passagem (lixiviação) do sulfentrazone (600 g.ha
-1
) da palhada para o solo e
também sua movimentação no solo não foram influenciadas pela quantidade de
palha na superfície do solo (0; 1,5; 3,0; 6,0; e 9,0 t.ha
-1
de matéria seca) quando,
após sua aplicação, ocorreu a chuva de 20 mm.
• O sulfentrazone apresentou lixiviação diferenciada entre os solos estudados, sendo a
escala de predisposição à lixiviação a seguinte: Argissolo - Viçosa (ARG) >
Latossolo Roxo – Capinópolis (LR-CP) > Latossolo Vermelho-Amarelo – João
Pinheiro (LVA) > LR – Sete Lagoas (LR-SL).
• No ARG (49% de argila, pH 5,4 e 2,69% de MO), o sulfentrazone lixiviou até a
camada de 15-20 cm de profundidade.
• No LR-CP (37% de argila, pH 7,36 e 2,56% de MO), o sulfentrazone lixiviou até a
camada de 10-15 cm de profundidade.
• No LVA (28% de argila, pH 5,26 e 1,86% de MO), o sulfentrazone lixiviou até a
camada de 5-10 cm de profundidade.
• No LR-SL (81 % de argila, pH 5,10 e 7,37% de MO), o sulfentrazone se concentrou
quase que totalmente na profundidade de 0-5 cm.
• O potencial de controle das plantas daninhas, bem como seu impacto ambiental,
depende das características físico-químicas da molécula do sulfentrazone, das
característica físico-químicas dos solos e sua mineralogia e do teor de matéria
orgânica.
LITERATURA CITADA
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74
APÊNDICE A
Tabela 1A - Resumo da análise de variância da fitotoxidez aos 7 e 14 DAE (Fito 7 e Fito 14, respectivamente), comprimento da parte aérea do
sorgo (Comprimento), biomassa seca acumulada na parte aérea das plantas de sorgo (Biomassa), percentual de redução do
comprimento da parte aérea do sorgo em relação à testemunha sem herbicida (R-Comprimento) e percentual de redução da
biomassa seca acumulada na parte aérea das plantas de sorgo em relação à testemunha sem herbicida (R-Biomassa)
Quadrado médio Fonte de variação
GL
Fito 7 Fito 14 Comprimento Biomassa R-Comprimento R-Biomassa
Solo 3 38.980,800** 37.507,800** 2.338,800** 0,589** 26.654,520** 29.137,880**
Palha 4 78,348** 97,010** 8,404** 0,001
ns
90,244** 53,293
ns
Perfil 3 91.174,900** 93.354,630** 4.161,197** 0,698** 41.023,030** 53.456,500**
Solo x Palha 12 54,631** 80,255** 7,201** 0,001
ns
71,870** 84,609
ns
Solo x Perfil 9 10.263,920** 10.646,470** 379,104** 0,113** 3.506,783** 6.914,226**
Palha x Perfil 12 35,017* 33,105
ns
6,361** 0,004
ns
65,500** 190,120
ns
Solo x Palha x Perfil 36 28,156* 30,901* 7,290** 0,005
ns
77,501** 220,735
ns
Testemunha 3 0,000
ns
0,000
ns
14,763** 0,037** 2,578
ns
16,518
ns
Fatorial vs Testemunhas 1 30.061,630** 30.877,480** 3.136,579** 0,438** 31.425,040** 28.298,300**
Resíduo 168 16,046 19,398 2,275 0,006 22,624 264,741
CV (%) 8,2 8,9 9,6 38,2 9,5 34,3
75
** significativo a 1% pelo teste F.
* significativo a 5% pelo teste F.
ns
não-significativo pelo teste F.
Tabela 2A - Toxidez aos 7 dias após a emergência de plantas de sorgo, influenciada
pelo sulfentrazone nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de
milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 92 Aa 100 Aa 99 Aa 98 Aa 93 Aa 100 Aa 100 Aa 98 Aa
5-10 0 Bc 99 Aa 83 Bb 98 Aa 0 Bc 92 Aa 83 Bb 87 Bab
10-15 0 Bc 85 Ba 10 Cb 0 Bc 0 Bc 68 Ba 10 Cb 0 Cc
15-20 0 Bb 57 Ca 0 Db 0 Bb 0 Bb 57 Ca 0 Db 0 Cb
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 93 Aa 100 Aa 100 Aa 100 Aa 93 Aa 100 Aa 98 Aa 100 Aa
5-10 0 Bc 99 Aa 87 Bb 95 Aab 0 Bb 99 Aa 95 Aa 95 Aa
10-15 0 Bc 87 Ba 12 Cb 0 Bc 0 Bc 83 Ba 11 Bb 0 Bc
15-20 0 Bb 73 Ca 0 Db 0 Bb 0 Bb 53 Ca 0 Cb 0 Bb
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 95 Aa 99 Aa 100 Aa 95 Aa
5-10 0 Bd 100 Aa 79 Bc 90 Ab
10-15 0 Bc 86 Ba 10 Cb 0 Bc
15-20 0 Bb 67 Ca 0 Db 0 Bb
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
Tabela 3A - Toxidez aos 14 dias após a emergência de plantas de sorgo, influenciada
pelo sulfentrazone nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de
milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 95 Aa 100 Aa 100 Aa 98 Aa 95 Aa 100 Aa 100 A 99 Aa
5-10 0 Bc 99 Aa 85 Bb 100 Aa 0 Bb 92 Aa 87 A 92 Aa
10-15 0 Bc 85 Ba 15 Cb 0 Bc 0 Bc 68 Ba 15 B 0 Bc
15-20 0 Bb 53 Ca 0 Db 0 Bb 0 Bb 47 Ca 0 b 0 Bb
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 94 Aa 100 Aa 100 Aa 100 Aa 94 Aa 100 Aa 99 Aa 100 Aa
5-10 0 Bb 99 Aa 91 Aa 97 Aa 0 Bb 99 Aa 98 Aa 98 Aa
10-15 0 Bc 85 Ba 16 Bb 0 Bc 0 Bc 83 Ba 16 Bb 0 Bc
15-20 0 Bb 73 Ca 0 Cb 0 Bb 0 Bb 53 Ca 0 Cb 0 Bb
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 96 Aa 100 Aa 100 Aa 97 Aa
5-10 0 Bc 100 Aa 88 Bb 91 Aab
10-15 0 Bc 88 Ba 12 Cb 0 Bc
15-20 0 Bb 67 Ca 0 Db 0 Bb
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
76
Tabela 4A - Comprimento da parte aérea de plantas de sorgo, influenciado pelo
sulfentrazone nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de
milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
3,62 Ba 3,40 Ca 2,50 Da 5,22 Ba 5,23 Ba 3,60 Ba 2,67 Da 4,13 Ca
5-10
27,77 Aa 4,63 Cc 9,33 Cb 3,42 Bc 28,93 Aa 6,17 Bc 10,30 Cb 5,33 Cc
10-15
28,03 Aa 9,43 Bd 22,57 Bb 17,33 Ac 28,77 Aa 13,96 Ac 23,00 Bb 16,80 Bc
15-20
28,07 Aa 14,32 Ac 29,60 Aa 17,73 Ab 27,38 Ab 14,65 Ac 32,37 Aa 20,47 Ac
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
12,83 Ba 3,22 Cb 3,67 Db 3,17 Bb 10,77 Ba 3,43 Cb 3,17 Cb 3,33 Bb
5-10
27,53 Aa 4,13 Cc 10,33 Cb 4,38 Bc 28,64 Aa 4,62 Cb 5,67 Cb 4,44 Bb
10-15
27,33 Aa 10,97 Bd 22,47 Bb 17,37 Ac 27,40 Aa 11,27 Bd 23,60 Bb 18,37 Ac
15-20
27,30 Ab 14,57 Ad 30,90 Aa 18,20 Ac 27,43 Aa 17,50 Ac 30,50 Aa 20,87 Ab
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
9,53 Ba 3,60 Cb 2,50 Db 4,61 Cb
5-10
29,29 Aa 4,34 Cc 7,30 Cbc 9,55 Bb
10-15
27,93 Aa 9,60 Bc 20,87 Bb 18,33 Ab
15-20
27,70 Aa 17,73 Ab 29,93 Aa 19,23 Ab
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
Tabela 5A - Biomassa seca acumulada na parte aérea de plantas de sorgo, influenciada
pelo sulfentrazone nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de
milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
0,036 Ba 0,027 Ba 0,063 Ca 0,042 Ba 0,046 Ba 0,052 Ba 0,250 Ca 0,026 Ba
5-10
0,401 Aa 0,038 Bb 0,100 Cb 0,032 Bb 0,396 Aa 0,071 ABb 0,083 BCb 0,056 Bb
10-15
0,398 Aa 0,079 ABc 0,291 Bab 0,202 Abc 0,382 Aa 0,098 ABb 0,148 Bb 0,197 Ab
15-20
0,389 Aa 0,179 Ab 0,425 Aa 0,198 Ab 0,378 Aa 0,180 Ab 0,446 Aa 0,202 Ab
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
0,145 Ba 0,040 Ba 0,022 Ca 0,039 Ba 0,054 Ba 0,040 Ba 0,023 Ca 0,038 Ba
5-10
0,386 Aa 0,047 ABb 0,050 Cb 0,030 Bb 0,401 Aa 0,055 ABb 0,071 Cb 0,050 Bb
10-15
0,382 Aa 0,099 ABc 0,293 Bab 0,199 Abc 0,391 Aa 0,117 ABb 0,210 Bb 0,192 Ab
15-20
0,373 Aa 0,171 Ab 0,483 Aa 0,189 Ab 0,394 Aa 0,170 Ab 0,451 Aa 0,199 Ab
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5
0,055 Ba 0,036 Aa 0,026 C 0,040 Ba
5-10
0,373 Aa 0,031 Ab 0,105 C 0,079 ABb
10-15
0,407 Aa 0,139 Ac 0,318 B 0,199 Abc
15-20
0,399 Aa 0,145 Ab 0,456 A 0,197 Ab
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
77
Tabela 6A - Percentual de redução do comprimento da parte aérea de plantas de sorgo,
em relação à testemunha sem herbicida, influenciado pelo sulfentrazone
nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 87,9 Aa 88,9 Aa 92,8 Aa 83,0 Aa 82,5 Aa 88,3 Aa 92,3 Aa 86,5 Aa
5-10 7,1 Bc 84,9 Aa 73,1 Bb 88,9 Aa 3,2 Bc 79,9 Aab 70,3 Bb 82,6 Aa
10-15 6,2 Bc 69,2 Ba 34,9 Cb 43,5 Bb 3,8 Bc 54,5 Ba 33,7 Cb 45,2 Ba
15-20 6,1 Bc 53,3 Ca 14,6 Dc 42,2 Bb 8,4 Bc 52,2 Ba 6,6 Dc 33,3 Cb
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 57,1 Ab 89,5 Aa 89,4 Aa 89,7 Aa 64,0 Ab 88,8 Aa 90,9 Aa 89,1 Aa
5-10 7,9 Bc 86,5 Aa 70,2 Bb 85,7 Aa 4,2 Bb 84,9 Aa 83,7 Aa 85,5 Aa
10-15 8,6 Bc 64,2 Ba 35,2 Cb 43,4 Bb 8,4 Bc 63,3 Ba 31,9 Bb 40,1 Bb
15-20 8,7 Bc 52,5 Ca 10,9 Dc 40,7 Bb 8,3 Bc 42,9 Ca 12,0 Cc 32,0 Bb
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 68,1 Ab 88,3 Aa 92,8 Aa 85,0 Aa
5-10 2,0 Bc 85,9 Aa 78,9 Ba 68,9 Bb
10-15 6,6 Bc 68,7 Ba 39,8 Cb 40,2 Cb
15-20 7,4 Bb 42,2 Ca 13,7 Db 37,3 Ca
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
Tabela 7A - Percentual de redução da biomassa acumulada na parte aérea, em relação à
testemunha sem herbicida, de plantas de sorgo, influenciado pelo
sulfentrazone nos diferentes solos e perfis, para cada nível de palha de
milho
0 t ha
-1
1,5 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 91,3 Aa 92,9 Aa 87,2 Aa 79,5 Aa 88,8 Aa 86,5 Aa 96,0 Aa 87,5 Aa
5-10 2,3 Bb 90,1 Aa 79,9 Aa 84,6 Aa 3,6 Bb 81,5 Aa 83,2 Aa 72,9 Aa
10-15 3,1 Bc 79,5 ABa 41,3 Bb 2,0 Bc 6,9 Bb 74,5 Aa 70,2 Aa 4,4 Bb
15-20 5,2 Bb 53,5 Ba 14,3 Bb 3,8 Bb 8,1 Bb 53,3 Aa 10,1 Bb 2,0 Bb
3,0 t ha
-1
6,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 64,8 Aa 89,6 Aa 95,6 Aa 81,0 Aa 86,9 Aa 89,6 Aa 95,5 Aa 81,4 Aa
5-10 6,1 Bb 87,9 Aa 89,9 Aa 85,4 Aa 2,3 Bb 85,8 Aa 85,7 ABa 75,7 Aa
10-15 6,9 Bbc 74,3 Aa 40,9 Bab 3,2 Bc 4,9 Bb 69,7 Aa 57,7 Ba 6,6 Bb
15-20 9,1 Bb 55,7 Aa 2,8 Cb 8,0 Bb 4,0 Bb 56,0 Aa 9,2 Cb 3,2 Bb
9,0 t ha
-1
Perfil
LR-SL ARG LR-CA LVA
0-5 86,5 Aa 90,7 Aa 94,8 Aa 80,4 Aa
5-10 9,1 Bb 91,9 Aa 78,8 Aa 61,7 Aa
10-15 1,0 Bc 64,0 Aa 36,0 Bab 3,2 Bbc
15-20 2,8 Bb 62,4 Aa 8,2 Bb 4,1 Bb
* As médias seguidas de pelo menos uma mesma letra maiúscula na coluna e minúscula na linha, para
cada nível de palha, não diferem entre si a 5% de probabilidade pelo teste de Tukey.
78
Tabela 8A - Comprimento da parte aérea do sorgo nos diferentes solos
Palha (t ha
-1
) Perfil
LR-SL
ARG LR-CP LVA
0,0 0-5 3,62* 3,40* 2,50* 5,22*
0,0 5-10 27,77 4,63* 9,33* 3,42*
0,0 10-15 28,03 9,43* 22,57* 17,33*
0,0 15-20 28,07 14,32* 29,60* 17,73*
1,5 0-5 5,23* 3,60* 2,67* 4,13*
1,5 5-10 28,93 6,17* 10,30* 5,33*
1,5 10-15 28,77 13,96* 23,00* 16,80*
1,5 15-20 27,38 14,65* 32,37* 20,47*
3,0 0-5 12,83* 3,22* 3,67* 3,17*
3,0 5-10 27,53 4,13* 10,33* 4,38*
3,0 10-15 27,33 10,97* 22,47* 17,37*
3,0 15-20 27,30 14,57* 30,90* 18,20*
6,0 0-5 10,77* 3,43* 3,17* 3,33*
6,0 5-10 28,64 4,62* 5,67* 4,44*
6,0 10-15 27,40 11,27* 23,60* 18,37*
6,0 15-20 27,43 17,50* 30,50* 20,87*
9,0 0-5 9,53* 3,60* 2,50* 4,61*
9,0 5-10 29,29 4,34* 7,30* 9,55*
9,0 10-15 27,93 9,60* 20,87* 18,33*
9,0 15-20 27,70 17,73* 29,93* 19,23*
Testemunha 29,90 30,67 34,67 30,67
Médias seguidas por * diferiram da testemunha a 5% de probabilidade pelo teste de Dunnett.
79
0 250 500 750 1000 1250 1500 1750 2000 2250 2500 2750 3000
(15-20)
(10-15)
(5-10)
(0-5)
Perfil (cm)
Sulfentrazone (ng g
-1
)
ARG-PC
LR-CP
LR-SL
LVA-JP
Figura 1A - Concentração do sulfentrazone (ng g
-1
) no perfil dos diferentes solos
estudados, para os tratamentos com as coberturas do solo de 0 t ha
-1
de
matéria seca de palha de milho.
0 250 500 750 1000 1250 1500 1750 2000 2250 2500 2750 3000
(15-20)
(10-15)
(5-10)
(0-5)
Perfil (cm)
Sulfentrazone (ng g
-1
)
ARG-PC
LR-CP
LR-SL
LVA-JP
Figura 2A - Concentração do sulfentrazone (ng g
-1
) no perfil dos diferentes solos
estudados, para os tratamentos com as coberturas do solo de 1,5 t ha
-1
de
matéria seca de palha de milho.
0 250 500 750 1000 1250 1500 1750 2000 2250 2500 2750 3000
(15-20)
(10-15)
(5-10)
(0-5)
Perfil (cm)
Sulfentrazone (ng g
-1
)
ARG-PC
LR-CP
LR-SL
LVA-JP
Figura 3A - Concentração do sulfentrazone (ng g
-1
) no perfil dos diferentes solos
estudados, para os tratamentos com as coberturas do solo de 3,0 t ha
-1
de
matéria seca de palha de milho.
80
0 250 500 750 1000 1250 1500 1750 2000 2250 2500 2750 3000
(15-20)
(10-15)
(5-10)
(0-5)
Perfil (cm)
Sulfentrazone (ng g
-1
)
ARG-PC
LR-CP
LR-SL
LVA-JP
Figura 4A - Concentração do sulfentrazone (ng g
-1
) no perfil dos diferentes solos
estudados, para os tratamentos com as coberturas do solo de 6,0 t ha
-1
de
matéria seca de palha de milho.
0 250 500 750 1000 1250 1500 1750 2000 2250 2500 2750 3000
(15-20)
(10-15)
(5-10)
(0-5)
Perfil (cm)
Sulfentrazone (ng g
-1
)
ARG-PC
LR-CP
LR-SL
LVA-JP
Figura 5A - Concentração do sulfentrazone (ng g
-1
) no perfil dos diferentes solos
estudados, para os tratamentos com as coberturas do solo de 9,0 t ha
-1
de
matéria seca de palha de milho.
81
4. PERSISTÊNCIA DO SULFENTRAZONE EM SOLO SUBMETIDO A
DIFERENTES SISTEMAS DE MANEJO
RESUMO
Este trabalho foi desenvolvido com o objetivo de estudar o efeito dos sistemas
de manejo do solo, convencional e plantio direto, na dissipação e persistência do
suflentrazone em campo. Realizaram-se coletas de solo (0-10 cm de profundidade) aos
0, 30, 60, 90, 120, 150, 180 e 210 dias após a aplicação (DAA) de sulfentrazone
(600 g ha
-1
). As amostras foram secas à sombra, passadas em peneira de 2 mm e
posteriormente armazenadas a –20
o
C. Após a última coleta, realizou-se a extração do
sulfentrazone das amostras e posterior quantificação por cromatografia líquida de alta
eficiência, sendo, também, realizado bioensaio (Sorghum bicolor). A característica
avaliada na planta indicadora que melhor respondeu à presença do sulfentrazone no
substrato foi o comprimento da parte aérea e sua relação com o comprimento da parte
aérea da testemunha sem herbicida. A persistência do sulfentrazone foi afetada pelo
sistema de manejo do solo, sendo observada a meia-vida de 36 dias no plantio direto
(3,44% de MO e pH 5,60) e de 64 dias no convencional (2,69% de MO e pH 5,40). Essa
degradação é lenta e caracterizada pelo declínio gradual na concentração do herbicida
no tempo. O bioensaio detectou maior concentração do herbicida no plantio
convencional do que a detectada pelo método analítico (extração com metanol). No
entanto, no plantio direto, a planta indicadora detectou menor quantidade do herbicida
disponível no solo, não diferindo da testemunha sem herbicida aos 180 e 210 DAA,
indicando que o sulfentrazone detectado pelo método analítico não estava disponível na
solução do solo.
Palavras-chave: degradação, meia-vida, HPLC, bioensaio, plantio direto.
82
SULFENTRAZONE PERSISTENCE IN SOIL UNDER DIFFERENT
MANAGEMENT SYSTEMS
ABSTRACT
This research was carried out to study the effects of the conventional and no-till
planting systems of soil management on dissipation and persistence of the
sulfrentrazone under field conditions. Soil collections were performed (0-10 cm depth)
at 0, 30, 60, 90, 120, 150, 180 and 210 days after application (DAA) of sulfentrazone
(600 g ha
-1
). The shade-dried samples were passed through a 2 mm sieve, and later
stored at –20
o
C. After the last collection, the sulfentrazone was extracted from samples
and quantified by liquid chromatography, besides the accomplishment of the bioassay
(Sorghum bicolor). The evaluated characteristic evaluated in the indicator plant showing
the best response to the sulfentrazone presence in substratum was the aerial part length
of the control without herbicide. The dissipation of the sulfentrazone in soil was
affected by the soil management system, with a 36-day half life being observed in
the no-till planting (3.44% OM and 5.60 pH) and 64-day half life in the conventional
one (2.69% OM and 5.40 pH). This dissipation is slow and characterized by a
gradual decline in herbicide concentration over time. The bioassay showed a higher
concentration of the herbicide in the conventional planting than that detected by the
analytical method (methanol extraction). In no-till planting, however, the indicator plant
detected a lower amount of the herbicide available in soil, so not differing from the
control without herbicide at the 180 and 210 DAA, and indicating that the sulfentrazone
detected by the analytic method was not available in soil solution.
Keywords: degradation, half-life, HPLC, bioassay, no-till planting
INTRODUÇÃO
Assim que o herbicida é aplicado ao solo, dá-se início a um processo de
redistribuição e degradação, o qual só tem fim quando todo o herbicida é transformado
em outros compostos. Esse processo pode ser curto, como em moléculas simples e
não persistentes, ou perdurar por meses ou anos, em moléculas mais persistentes
83
(Clay, 1993). O processo de redistribuição é dinâmico e depende das propriedades do
herbicida, como sua formulação, pressão de vapor e pKa, condições climáticas,
vegetação e cobertura do solo, condições físico-químicas do solo e manejo da área.
Os fatores que influenciam o destino do herbicida, bem como sua redistribuição,
são a volatilização, a fotodegradação, a absorção pelas plantas, a complexação com
outras moléculas, a adsorção, a dessorção, a degradação, a lixiviação para o lençol
freático, ou mesmo outro destino.
A taxa de dissipação do herbicida no solo afeta o controle de plantas daninhas e
sua persistência no ambiente (Wehtje et al., 1997). A persistência e o potencial risco de
toxidez nas culturas subseqüentes, “carryover”, de herbicidas aplicados no solo são
afetados pelos fatores que influenciam a redistribuição, como a textura do solo, as
condições ambientais e o sistema de manejo (Walsh et al., 1993; Isensee & Sadeghi,
1994; Brown et al., 1996; Reddy & Locke, 1998; Ohmes et al., 2000).
O sistema de plantio direto possibilita a formação de uma camada de palha e
resíduos vegetais em diversas fases de decomposição sobre a superfície do solo. Esta
cobertura do solo interage com o herbicida aplicado, podendo modificar o seu destino
final.
Alguns herbicidas, como pendimethalin (Rodrigues et al., 2000), trifluralin
(Rodrigues et al., 1997), metolachlor (Banks & Robison, 1986; Cobucci, 2001) e
dimethenamid (Cobucci, 2001), mesmo ocorrendo chuva após a aplicação, são retidos
na palhada, não atingindo o solo, ou atingindo-o em pequena quantidade, devido à
pequena capacidade de lixiviar da palha para o solo. Outros herbicidas são facilmente
lixiviados para o solo, com chuvas ocorrendo após a aplicação, como é o caso do
diclosulan (Cobucci, 2001; Barros et al., 2000) e do sulfentrazone (Rodrigues et al.,
1999, 2000; Cobucci, 2001; Barros et al., 2000), os quais se mostram com boas
perspectivas de uso em plantio direto.
A quantidade (Rodrigues et al., 1999) e a origem da cobertura morta podem
influenciar a capacidade de um herbicida em atingir o solo no sistema de plantio direto,
proporcionando, assim, variação na quantidade de herbicida que nele chega, onde estará
sujeito à interação com ele, como a retenção (sorção), lixiviação e degradação.
A argila e a matéria orgânica são os componentes do solo com maior influência
na sorção de herbicidas quando as moléculas são cátions ou contêm componentes
catiônicos. A sorção de moléculas aniônicas pelo solo é grandemente influenciada por
componentes do solo que possuem sua carga dependente do pH, ou seja, a argila
84
caulinita e minerais como gibsita, goethita e hematita. Esses minerais contêm
hidróxidos e oxiidróxidos de ferro e alumínio, que não possuem carga permanente
(Albro et al., 1984; McBride, 1989; Schulze, 1989).
Isensee & Sadeghi (1994) observaram recuperação de cerca de 2,6 vezes mais
atrazine na camada superficial de 10 cm em solo sob sistema convencional do que em
plantio direto. No entanto, a estimação da meia-vida demonstrou que a taxa de
dissipação e/ou degradação não diferiram entre os sistemas de manejo do solo. Segundo
Brown et al. (1996), o manejo do solo e a cobertura vegetal não influenciaram a
dissipação do fluometuron na meia estação, sendo detectados em todos os tratamentos
um ano após a aplicação.
Sulfentrazone, [N-[2,4-dichloro-5-[4-(difluorometil)-4,5-diidro-3-metil-5-oxo-1
H-1,2,4-triazol-1-il] fenil] metanosulfonamida], é um herbicida do grupo químico das
ariltriazolinonas, registrado para controle de plantas daninhas nas culturas de eucalipto,
cana-de-açúcar e soja. Sua atividade foi demonstrada quando aplicado na pré-semeadura
ou pré-emergência (Walker et al., 1992; Barros et al., 2000), ou em pós-emergência
(Hancock, 1994; Walker, 1994), controlando numerosas espécies dicotiledôneas e certas
monocotiledôneas (Hancock, 1992). A degradação microbiana é considerada o método
primário de dissipação no solo; sua meia-vida varia de 110 a 280 dias, dependendo das
condições climáticas e do solo (FMC corp., 1999).
A adsorção e mobilidade do sulfentrazone são dependentes do tipo e do pH do
solo; a sorção decresce e a mobilidade aumenta quando o pH está acima do pKa (Grey
et al., 1997). A eficácia de sulfentrazone é dependente do teor de matéria orgânica, do
pH e da umidade no solo; o controle de plantas daninhas decresce, principalmente, na
presença de teores maiores de matéria orgânica, indicando menor quantidade do
herbicida presente na solução do solo para exercer sua ação (Wehtje et al., 1997). Para
Ohmes et al. (2000), a dissipação do sulfentrazone está diretamente relacionada com a
disponibilidade de água (precipitação). Esta pode melhorar as condições de degradação
da molécula ou mesmo lixiviá-la em profundidade no solo.
A degradação do sulfentrazone no solo é normalmente lenta, caracterizada pelo
declínio gradual na concentração do herbicida no tempo (Ohmes et al., 2000). Reddy &
Locke (1998) observaram maior sorção de sulfentrazone no solo em sistema de plantio
direto, comparado àquele em sistema convencional de cultivo, devido ao maior teor de
carbono orgânico no plantio direto, o que poderia aumentar a permanência do herbicida
no solo. Estes autores observaram, ainda, o baixo potencial de biodegradação do
85
sulfentrazone em solo que não foi exposto anteriormente ao herbicida. O elevado
potencial de sorção do sulfentrazone pela matéria orgânica limitou a ação biológica da
população de microrganismos, que demonstrou baixa adaptação ao herbicida como
substrato.
Objetivou-se estudar o efeito dos sistemas de manejo do solo, convencional e
plantio direto, na dissipação e persistência do sulfentrazone em condições de campo.
MATERIAL E MÉTODOS
O experimento foi realizado na estação experimental de Coimbra e em casa de
vegetação na Universidade Federal de Viçosa, Viçosa-MG, situada geograficamente a
20º 50´ 30´´ de latitude sul e a 42º 48´e 30´´ de longitude oeste, com altitude de 716 m.
O solo do local é Argissolo Vermelho-Amarelo, fase terraço, sendo instalado em um
pivô central que possui metade de sua área conduzida há cinco anos sob sistema
convencional (PC) e a outra sob sistema de plantio direto (PD) com a sucessão de
culturas milho-feijão (verão – inverno) (Tabela 1). Os dados climáticos no período da
realização do experimento podem ser observados na Figura 1.
O sulfentrazone é um ácido fraco, que apresenta características de compostos
aniônicos, sofrendo ionização em solução aquosa, em função do seu pK e do índice pH
do meio. Seu pK
(21
o
C)
é de 6,56. A porcentagem de ionização da molécula de ácidos
fracos em solução aquosa, em função do seu índice de pH e seu pK, foi determinada
pela fórmula:
% de ionização = (100/(1+ antilog
10
(pK – pH))
O pH dos solos não foi corrigido; assim, as porcentagens de ionização do
sulfentrazone nos solos estudados foram: Argissolo – Plantio convencional (ARG-PC)
(6,5%) e Argissolo – Plantio direto (ARG-PD) (9,9%).
Foram demarcadas quatro parcelas de 6 m
2
cada, duas em área conduzida sob
plantio direto e duas sob sistema convencional. A aplicação ocorreu em 15.2.2001, com
sulfentrazone (Boral, 500 g L
-1
) na dose de 600 g ha
-1
com pulverizador manual
pressurizado por CO
2
, munido com barra de seis bicos XR 110.03, espaçados de 0,5 m.
A pressão utilizada foi de 3,0 kgf cm
-
², correspondendo à vazão de 200 L ha
-1
. No
intervalo de 24 horas após a aplicação do herbicida ocorreu precipitação pluvial de
5,7 mm no local do experimento. As características físico-químicas do sulfentrazone
podem ser observadas na Tabela 2.
86
Tabela 1 - Características físicas e químicas dos solos estudados
Análise granulométrica
Argila Silte Areia fina Areia grossa
Solo avaliado
(dag kg
-1
)
Argissolo – Plantio Convencional (PC) 45 11 15 29
Argissolo – Plantio Direto (PD) 55 19 10 16
Análise química
t T MO pH
Solo avaliado Classe textural
(cmolc/dm
3
) (dag kg
-1
) H
2
O
Argissolo – PC Argila 3,32 8,28 2,69 5,40
Argissolo – PD Argila 4,05 9,00 3,44 5,60
* Análises realizadas nos Laboratórios de Análises Físicas e Químicas de Solo do Departamento de Solos
da UFV, segundo a metodologia da EMBRAPA (1997).
0
10
20
30
40
50
60
1/fev
13/fev
25/fev
9/mar
21/mar
2/abr
14/abr
26/abr
8/mai
20/mai
1/jun
13/jun
25/jun
7/jul
19/jul
31/jul
12/ago
24/ago
5/set
17/set
29/set
Meses de 2001
Precipitação em mm
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Temperatura (oC) e Umidade
Relativa do ar (%)
Precipitação (mm) Temperatura máxima (oC)
Temperatura mínima (oC) Umidade Relativa (%)
Figura 2 - Temperatura máxima e mínima, umidade relativa do ar e precipitação na
área experimental durante a realização do trabalho de persistência do
sulfentrazone no solo.
Tabela 2 - Características físico-químicas da molécula de sulfentrazone
Solubilidade (µg mL
-1
)
Peso Molecular
pH 6,0 pH 7,0 pH 7,5
Pressão de Vapor
(mm Hg a 25
o
C)
pKa
Densidade
(g cm
-3
a
20
o
C)
387,2 110 780 1600 1,0 x 10
-9
6,56 1,66
Grupo químico Ponto de fusão Coeficiente de partição (Kow) pH produto técnico
Aril-triazolinonas 120-122
o
C 9,8 (pH 7,0) 4,78
Fonte: Grey et al. (1997, 2000), FMC Corp. (1999).
87
Foram realizadas coletas de solo na camada de 0-10 cm de profundidade aos 0,
30, 60, 90, 120, 150, 180 e 210 dias após a aplicação (DAA). As amostras foram secas à
sombra, passadas em peneira de 2 mm e posteriormente armazenadas a –20
o
C. Após a
última coleta, realizou-se a extração do sulfentrazone das amostras e posterior
quantificação por cromatografia líquida, sendo, também, realizado bioensaio.
Quantificação do sulfentrazone por HPLC
O sulfentrazone utilizado neste trabalho, fornecido pela FMC Química do Brasil
Ltda., possuía 91,02% de pureza. A quantificação do sulfentrazone por cromatografia
líquida de alta eficiência com coluna C
18
e a detecção por espectrofotometria em
ultravioleta foram feitas segundo técnica descrita por Ohmes & Mueller (1999), com
algumas modificações. A fase móvel foi constituída por acetonitrila:água (60:40), com
razão de fluxo de 1,0 mL min.
-1
e comprimento de onda de 214 nm. O cromatograma do
extrato do herbicida em metanol pode ser observado na Figura 2. A resposta do detector
em função da concentração mostrou linearidade entre 0,1 e 100 µg mL
-1
(Figura 3).
mV
2.000
1.000
0
0 2 4 6
Tem
p
o de reten
ç
ão
(
minutos
)
Resposta do detecto
r
Solvente
Sulfentrazone
4.143 min.
Figura 2 - Cromatograma do extrato do herbicida sulfentrazone em metanol.
y = 91973x + 106503
R
2
= 0,9991
0,00E+00
1,00E+06
2,00E+06
3,00E+06
4,00E+06
5,00E+06
6,00E+06
7,00E+06
8,00E+06
9,00E+06
1,00E+07
0 102030405060708090100
Sulfentrazone (µg mL
-1
)
Área
Figura 3 - Curva das concentrações de sulfentrazone, utilizadas na determinação da
curva-padrão por cromatografia líquida (HPLC).
88
O solo das duas parcelas de cada sistema de manejo foi misturado e homoge-
neizado, sendo então retiradas três amostras de 20g de cada época de coleta, para
extração do sulfentrazone. As soluções contendo sulfentrazone extraído, conforme será
descrito no item a seguir, foram centrifugadas a 650xg por 10 min, para separação do
solo, e posteriormente concentradas em evaporador rotativo a 50
o
C. As soluções foram
recuperadas em 10 mL de metanol, sendo posteriormente passadas por colunas de fase
sólida para separação da clorofila e filtradas em filtro Milipore com membrana de
0,45 µm de poro e, em seguida, injetadas no cromatógrafo (HPLC). A quantificação do
sulfentrazone presente nas amostras foi realizada pela comparação das áreas obtidas nas
amostras com a equação da curva-padrão. Os resultados foram extrapolados para µg g
-1
e para g ha
-1
(considerando a camada de 0-10 cm).
O ranqueamento do sulfentrazone quanto ao seu potencial de lixiviação foi
realizado utilizando-se o índice proposto por Gustafson (1989): GUS = log t
1/2
*
(4 – log K
foc
), em que GUS representa um índice adimensional, t
1/2
representa a meia-
vida do herbicida no solo, em dias, e K
foc
representa o coeficiente de sorção de
Freundlich normalizado para o teor de carbono orgânico do solo. Herbicidas com GUS
< 1,8 são considerados não-lixiviadores, ao passo que índices superiores a 2,8 repre-
sentam produtos lixiviadores; aqueles com valores entre 1,8 e 2,8 são considerados
intermediários.
Extração do sulfentrazone do solo
Foi realizado um experimento objetivando a adaptação da técnica de extração do
sulfentrazone do solo proposta por Ohmes & Mueller (1999).
Amostras de solo (40g) foram fortificadas com 12,5 µg g
-1
de sulfentrazone,
homogeneizadas e deixadas em repouso para evaporação do solvente. Em seguida,
foram tratadas sob agitação com metanol, variando o tempo de contato, a quantidade de
solvente e a quantidade de extrações. Os tratamentos foram os seguintes: uma extração
com 40 mL de metanol com os tempos de agitação de 15 min, 30 min e 16 horas;
uma extração com 80 mL de metanol com os tempos de agitação de 1 e 16 horas;
e duas extrações com 40 mL de metanol cada, com as agitações de 15 + 15 min ou
30 + 15 min, possuindo dois brancos, contendo 40 mL de metanol com 12,5 µg mL
-1
de
sulfentrazone, sendo agitados por 1 e 16 h. Os extratos finais foram centrifugados
a 650xg por 10 min, para separação do solo, e posteriormente concentrados em
89
evaporador rotativo a 50
o
C. As soluções foram recuperadas em 10 mL de metanol, e
todos os testes foram realizados em triplicatas.
A determinação do sulfentrazone foi realizada conforme descrito no item
anterior. Os melhores resultados para extração do sulfentrazone foram obtidos para:
a) agitação de 40 g do solo com 40 mL de metanol por 30 min (98,4% de recuperação) e
b) duas extrações em 40 g de solo, com 40 mL de metanol cada, com as agitações de
30 + 15 min (98,7% de recuperação). Utilizou-se o procedimento com uma extração (a),
pela melhor aplicabilidade e economia de solvente.
Quantificação do sulfentrazone por bioensaio
A determinação da curva-padrão foi feita em sala de crescimento, utilizando-se o
sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor), hídrido AG 2051, espécie que se mostrou altamente
sensível ao sulfentrazone em ensaios preliminares. A areia lavada foi utilizada como
substrato em vasos de 100 cm
3
, que recebeu as seguintes doses do herbicida em 100 g
do substrato: 0; 0,9; 1,8; 2,7; 6,3; 90; 135; 180; 270; 405; 540; e 720 g ha
-1
. Após a
adição das concentrações do herbicida, realizou-se o plantio de cinco sementes pré-
germinadas da planta indicadora.
Os vasos foram colocados em sala de crescimento, mantendo-se o substrato com
umidade na capacidade de campo, realizando-se três irrigações ao longo do dia. A
adubação foi feita com solução contendo o adubo comercial Ouro Verde completo em
dias alternados, na dose de 4 g por litro de água, sendo adicionados 20 mL desta solução
por vazo do bioensaio. Quinze dias após a instalação do experimento, efetuou-se a
coleta das plantas, determinando-se o comprimento da parte aérea. Após a separação da
parte aérea das raízes, estas foram acondicionadas separadamente em sacos de papel e
colocadas para secar em estufa de circulação de ar, a 65
o
C, até obterem massa
constante. Ao final da secagem do material (aproximadamente 72h) procedeu-se à
pesagem, e os resultados foram analisados estatisticamente.
O delineamento estatístico utilizado foi o inteiramente casualizado com
12 tratamentos, correspondendo às doses do herbicida, com cinco repetições cada.
As características avaliadas por planta foram comprimento da parte aérea e biomassa
seca da parte aérea e das raízes. Outra característica estudada foi a proporção do
comprimento da parte aérea obtida em relação à testemunha sem herbicida. As variáveis
90
significativas na obtenção da curva-padrão foram o comprimento da parte aérea e a
proporção do comprimento da parte aérea em relação à testemunha.
Após obtenção da curva-padrão, por análise log-logística (Seefeldt et al., 1995)
(Figura 4), realizou-se o bioensaio para quantificação do sulfentrazone presente no solo
nas diferentes épocas de amostragem e nos sistemas de manejo do solo, convencional e
plantio direto. Cem gramas das amostras de solo foram colocados em vasos com
capacidade de 100 cm
3
, adicionando-se água até atingir a capacidade de campo; em
seguida foram plantadas cinco sementes pré-germinadas da planta indicadora por vaso,
constituindo-se a unidade experimental.
Os vasos foram colocados em sala de crescimento, mantendo-se o solo na
capacidade de campo, realizando-se três irrigações com água ao longo do dia. Foi
adicionada solução nutritiva a cada cinco dias, contendo o adubo comercial Ouro Verde
completo (na dose de 4 g por litro de água, sendo adicionados 20 mL desta solução por
vaso do bioensaio). Quinze dias após a instalação do experimento, efetuou-se a coleta
das plantas, semelhantemente ao descrito na determinação da curva-padrão.
O delineamento estatístico utilizado foi o inteiramente casualizado, com nove
tratamentos, correspondendo às épocas de coleta, e uma testemunha sem herbicida, e
quatro repetições. As características avaliadas por planta foram o comprimento da parte
aérea e a proporção de crescimento aéreo em relação à testemunha sem herbicida.
RESULTADOS E DISCUSSÃO
A característica avaliada na planta indicadora que melhor respondeu à presença
do sulfentrazone no substrato foi o comprimento da parte aérea e sua relação com o
comprimento da parte aérea da testemunha sem herbicida, o que já era esperado, devido
ao mecanismo de ação do sulfentrazone, o qual não afeta diretamente o acúmulo de
matéria seca no sistema radicular. A dose do sulfentrazone necessária para reduzir 50%
do comprimento da parte aérea da planta indicadora (I
50
) foi de 120,4 g ha
-1
(Figura 4).
A persistência do sulfentrazone no solo foi afetada pelo seu sistema de
manejo, sendo observada a meia-vida (t
1/2
) de 36 dias no plantio direto e de 64 dias no
convencional (Figura 5). A variação na persistência do sulfentrazone pode estar
relacionada com o teor de matéria orgânica do solo e à atividade microbiana neste, a
qual também é afetada pelo teor de carbono orgânico e pelas condições micro e
macroclimáticas no solo, diferentes nos dois sistemas de manejo do solo (Tabela 1).
91
Reddy & Locke (1998) observaram maior sorção do sulfentrazone no solo em sistema
de plantio direto, quando comparado ao solo sob sistema convencional de cultivo,
devido ao maior teor de carbono orgânico no plantio direto. Os autores ainda sugerem
que essa maior sorção poderia proporcionar maior permanência do herbicida no
solo, em virtude da limitação na ação biológica da população de microrganismos ao
substrato.
0
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Log dose (g ha
-1
)
Porcentagem do comprimento
aéreo em relação à testemunha
ŷ = 4,057 +
81,89 .
1 + exp [2,153 (log (x) – 2,081)]
CV(%) = 15,86
R
2
= 0,96
0,9 1,8 2,7 6,3 90 180 270 720
I
50
= 120
,
4
Figura 4 - Curva de dose-resposta da proporção do comprimento da parte aérea do
sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor), híbrido AG 2051, sob doses crescentes
do sulfentrazone.
0
100
200
300
400
500
600
0 30 60 90 120 150 180 210
Dias após a aplicação
Sulfentrazone (g ha
-1
)
Plantio direto
Plantio convencional
t
1/2
PD = 36 dias
t
1/2
PC = 64 dias
Plantio direto – ŷ = 539,88 – 53,74
**
(tempo)
0,5
+ 1,37
**
(tempo) R
2
=0,99 t
1/2
= 36 dias
Plantio convencional – ŷ = 379,66 – 29,43
*
(tempo)
0,5
+ 0,72
ns
(tempo) R
2
=0,80 t
1/2
= 64 dias
Figura 5 - Resíduo do sulfentrazone no solo em função do tempo após a aplicação e do
sistema de manejo do solo, determinado pelo método analítico.
92
No entanto, em condições tropicais, mesmo ocorrendo maior sorção do
sulfentrazone no plantio direto (K
f
= 6,396 e K
foc
= 320,6) do que no plantio conven-
cional (K
f
= 4,575 e K
foc
= 293,27) (dados não publicados), não houve aumento da
permanência do sulfentrazone no solo, havendo, entretanto, maior dissipação no plantio
direto do que no plantio convencional (Figura 5).
Ao se calcular o índice de GUS (GUSTAFSON, 1989), no ranqueamento do
sulfentrazone quanto ao seu potencial de lixiviação nos dois sistemas de manejo,
observa-se no plantio direto GUS = 2,33 e no convencional GUS = 2,77, mostrando,
assim, lixiviação intermediária. Entretanto, no plantio convencional o índice está muito
próximo do limite inferior para ser classificado como lixiviador (GUS > 2,8).
A degradação do sulfentrazone no solo é lenta e caracterizada pelo declínio
gradual na concentração do herbicida no tempo, semelhantemente ao observado
por Ohmes et al. (2000) em condições de clima temperado. Esses autores, ainda,
observaram que a meia-vida do sulfentrazone no solo variou de 24 a 113 dias, sendo
influenciada pela disponibilidade de umidade no solo. Injúrias na cultura do algodoeiro
foram constatadas no ano seguinte à aplicação de sulfentrazone, quando a meia-vida foi
superior ou igual a 85 dias. A degradação do sulfentrazone em condições laboratoriais
foi mais lenta em solo autoclavado que em solo de superfície e subsuperfície
não-autoclavado, com meia-vida de 198, 93 e 102 dias, respectivamente. A diferença na
degradação entre solo autoclavado e não-autoclavado implica que esta foi influenciada
por mecanismos microbiológicos.
Ocorreu maior degradação do sulfentrazone no solo nos períodos de maior
precipitação, observados no período inicial (0 aos 60 DAA) e final (180 aos 210 DAA)
(Figura 5), correspondendo a fevereiro a abril e agosto a setembro (Figura 1). A
atividade microbiana do solo é favorecida pela maior disponibilidade de umidade ao
mesmo, sendo grandemente reduzida em períodos de restrição hídrica, afetando assim a
taxa de degradação biológica do herbicida no solo.
Blanco (2002) determinou a persistência do sulfentrazone em dois solos
brasileiros, Podzólico Vermelho-Amarelo eutrófico de textura barrenta e Latossolo
Vermelho eutrófico de textura argilosa, cujo pH era de 6,4 e 5,8, respectivamente.
Foram cultivadas cana-de-açúcar no solo Podzólico Vermelho-Amarelo eutrófico e soja
no solo Latossolo Vermelho eutrófico, onde se aplicaram as doses de 600 e 1.200 g ha
-1
de i.a. de sulfentrazone. A persistência do sulfentrazone foi de 601 e 704 DAT,
respectivamente na menor e maior dose, na área com cana-de-açúcar, e de 376 e
93
539 DAT, respectivamente na menor e maior dose, na área com soja. Segundo o autor, a
maior ou menor persistência do sulfentrazone está diretamente relacionada com a
disponibilidade de umidade no solo.
A resposta da planta indicadora no comprimento da parte aérea à presença do
sulfentrazone no solo pode ser observada na Figura 6. Constatou-se menor crescimento
da planta indicadora ao longo das coletas no plantio convencional, mesmo ocorrendo
redução na quantidade do herbicida no solo, como detectado pelo método analítico
(extração com metanol e detecção em HPLC) (Figuras 5 e 6).
No entanto, no plantio direto a planta indicadora respondeu com aumento no
comprimento da parte aérea ao longo do tempo, indicando menor quantidade do
herbicida disponível no solo, devido à sua dissipação. O comprimento da parte aérea aos
180 e 210 DAA não diferiu daquele da testemunha sem herbicida, indicando que o
sulfentrazone detectado pelo método analítico não estava disponível na solução do solo,
uma vez que o metanol é capaz de extrair mais o sulfentrazone do solo do que a água,
por desfazer algumas forças de retenção do herbicida nos constituintes do solo,
semelhantemente ao observado aos 0 DAA, pois apenas parte do sulfentrazone presente
no solo estava disponível na solução deste, como detectado por bioensaio (Figura 7).
Possivelmente, isso aconteceu pelo fato de a coleta ter sido realizada no mesmo dia da
aplicação e após a precipitação (5,7 mm), não ocorrendo tempo para o herbicida
lixiviado da palha para o solo entrar em equilíbrio com este.
0
5
10
15
20
25
30
35
40
Comprimento da parte
aérea (cm)
0 30 60 90 120 150 180 210 Test.
Dias após a aplicação
Plantio Convencional
Plantio direto
Plantio convencional (CV=13,11%) Plantio direto (CV=8,46%)
Figura 6 - Resposta no comprimento da parte aérea do sorgo-forrageiro (Sorghum
bicolor), hídrido AG 2051, pelo resíduo do sulfentrazone no solo.
94
0
100
200
300
400
500
600
700
Sulfentrazone (g ha
-1
)
0 30 60 90 120 150 180 210
Dias após a aplicação
Plantio Convencional
Plantio direto
Plantio convencional (CV=24,24%) Plantio direto (CV=52,75%)
Figura 7 - Resíduo do sulfentrazone no solo em função do tempo após a aplicação e do
sistema de manejo do solo, determinado pelo método do bioensaio com
sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor), híbrido AG 2051.
Já no plantio convencional uma quantidade elevada do sulfentrazone foi detec-
tada por bioensaio aos 0 DAA (Figura 7), indicando que o herbicida presente no solo,
quantificado por método analítico (Figura 5), estava disponível na solução deste.
A degradação do sulfentrazone no plantio direto foi mais rápida quando
analisada por bioensaio (Figura 7) do que por método analítico (Figura 5), indicando
que neste sistema de manejo o sulfentrazone presente no solo, extraível com metanol,
possui certa força de ligação ou complexação com o solo ou fração orgânica deste,
restringindo sua presença na solução do solo. Isso não ocorreu no plantio convencional,
uma vez que foi detectado em maiores concentrações por bioensaio do que pela
extração com metanol e detecção por HPLC, tornando o sistema de plantio direto mais
seguro quanto à não-ocorrência de “carryover”, devido à menor persistência do
sulfentrazone ou mesmo à sua retenção nos constituintes do solo e/ou fração orgânica,
tornando-o indisponível na solução do solo.
CONCLUSÕES
De acordo com os resultados, chegou-se às seguintes conclusões:
• A característica avaliada na planta indicadora sorgo-forrageiro (Sorghum bicolor)
que melhor respondeu à presença do sulfentrazone no substrato foi o comprimento
da parte aérea e sua relação com o comprimento da parte aérea da testemunha sem
herbicida.
95
• A degradação do sulfentrazone no solo é lenta e caracterizada pelo declínio gradual
na concentração do herbicida no tempo.
• A persistência do sulfentrazone foi influenciada pelo sistema de manejo do solo,
sendo observada a meia-vida (t
1/2
) de 36 dias no plantio direto e de 64 dias no
convencional.
• No ranqueamento do sulfentrazone quanto ao seu potencial de lixiviação nos dois
sistemas de manejo, observou-se no plantio direto GUS = 2,33 e no convencional
GUS = 2,77, havendo, assim, potencial intermediário de lixiviação.
• O uso do sulfentrazone no sistema de plantio direto é mais seguro, pois apresenta
menor possibilidade de ocorrência de “carryover”, devido à menor persistência ou
mesmo à sua retenção nos constituintes do solo e/ou fração orgânica, tornando-o
indisponível na solução do solo.
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98
RESUMO E CONCLUSÕES
Com a crescente demanda de tecnologia e produtos “ecologicamente corretos”,
várias estratégias de aferição da qualidade ambiental destes têm sido desenvolvidas.
Nesse contexto, a descrição detalhada da presença de herbicidas nas fases sólida e
líquida é um componente essencial para a compreensão do comportamento dessas
moléculas no solo, além de ser um instrumento necessário para a utilização destes no
manejo adequado de plantas daninhas, sendo eficaz no ranqueamento e conhecimento
do seu potencial de contaminação do ambiente. Desse modo, foram realizados na
Universidade Federal de Viçosa quatro experimentos, objetivando avaliar a interação
herbicida-ambiente no manejo de plantas daninhas com o herbicida sulfentrazone.
No primeiro experimento foi avaliada a sorção do sulfentrazone na caulinita,
goethita, ferridrita, hematita, bauxita e ácidos húmicos, ou seja, nos principais
constituintes da fração argila de solos tropicais e em substrato orgânico. No segundo
experimento foram determinados os coeficientes de partição, a proporção de sorção e,
também, os potenciais de lixiviação desse herbicida em amostras de oito solos
brasileiros. No terceiro experimento objetivou-se estudar a influência de diferentes
intensidades de cobertura morta do solo na lixiviação de sulfentrazone da palha para o
solo, e também neste, em diferentes solos. Já no quarto experimento foi avaliado o
efeito dos sistemas de manejo do solo, convencional e plantio direto, na dissipação e
persistência do sulfentrazone em condições de campo.
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Nas condições de condução dos experimentos, os resultados permitiram concluir
que:
• Dos principais constituintes da CTC de solos tropicais estudados, a caulinita (argila
silicatada de baixa atividade), a ferridrita (óxido de ferro amorfo) e a goethita (óxido
de ferro cristalino) são as que menos contribuem na sorção do sulfentrazone, e os
ácidos húmicos (constituinte da matéria orgânica), a hematita (óxido de ferro
cristalino) e a bauxita (óxidos de alumínio) são os principais responsáveis pela
sorção desse herbicida.
• A variável mais coerente para ranquear os solos quanto à capacidade de sorção do
sulfentrazone é a proporção deste sorvido em relação à concentração inicial (S
S
),
sendo a ordem decrescente da sorção a seguinte: ORG-VN (35,81%) > LR-SL
(24,51%) > ARG-PD (22,84%) > LVE-SSP (20,77%) > ARG-PC (18,61%) > LVA-
JP (16,68%) > LVA-CP (16,18%) > LR-CP (16,05%).
• O sulfentrazone pode ser considerado lixiviador, intermediário ou não-lixiviador,
dependendo do solo considerado.
• O sulfentrazone apresenta lixiviação diferenciada entre os solos estudados, sendo a
escala de predisposição à lixiviação a seguinte: Argissolo - Viçosa (ARG) >
Latossolo Roxo – Capinópolis (LR-CP) > Latossolo Vermelho-Amarelo – João
Pinheiro (LVA) > LR – Sete Lagoas (LR-SL).
• A eficiência do sulfentrazone no controle das plantas daninhas, bem como sua
persistência, depende das características físico-químicas dos solos e do teor de
matéria orgânica destes.
• A persistência do sulfentrazone é influenciada pelo sistema de manejo do solo,
sendo observada a meia-vida de 36 dias no plantio direto (3,44% de MO e pH 5,60)
e de 64 dias no convencional (2,69% de MO e pH 5,40).
• A degradação do sulfentrazone é lenta e caracterizada pelo declínio gradual na
concentração do herbicida no tempo.
• O uso do sulfentrazone é mais seguro, do ponto de vista ambiental, quando aplicado
em áreas de plantio direto.
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